livrocompleto - Diagnístico Santo Amaro

PROJETO SANTO AMARO – BA aglutinando ideias, construindo soluções

DIAGNÓSTICOS

Editores: Francisco Rego Chaves Fernandes

Luiz Carlos Bertolino Silvia Gonçalves Egler

RIO DE JANEIRO

CETEM CENTRO DE TECNOLOGIA MINERAL

2012

PROJETO SANTO AMARO BA aglutinando ideias, construindo soluções

DIAGNÓSTICOS 2ª EDIÇÃO

Coordenação Francisco Rego Chaves Fernandes

Luiz Carlos Bertolino

Pesquisadores Allegra Viviane Yallouz

Carla Costa (ISCSP/UTL‐PT) Carlos Eduardo Gomes de Souza Débora Monteiro de Oliveira

Keila Valente de Souza Lílian Irene Dias da Silva

Luis Gonzaga dos Santos Sobral Luiz Carlos Bertolino Manuel Castro Carneiro

Maria de Fátima das Dores dos Santos Lima Paulo Fernando de Almeida Braga

Rui C. Hasse Ferreira (Consultor Independente) Silvia Cristina Alves França Silva

Silvia Gonçalves Egler Thais de Lima Alves Pinheiro Fernandes

Apoio Técnico Daniel da Silva Teixeira Danielle Duarte Gomes

Maria Inês F. C. Almeida Ribeiro Natália Souza e Souza

Raquel Lucena de Oliveira

Programação Visual Vera Lúcia Espírito Santo S. Ribeiro

O conteúdo deste trabalho é de responsabilidade exclusiva do(s) autor(es)

Centro de Tecnologia Mineral

Projeto Santo Amaro – BA: aglutinando ideias, construindo soluções – diagnósticos/Eds.: Francisco Rego Chaves Fernandes, Luiz Carlos Bertolino. Silvia Egler – Rio de Janeiro: CETEM/MCTI, 2012). 2ª Edição

252p.: il.

1. Contaminação. 2. Metais pesados. 3. Desenvolvimento sustentável. 4. Saúde humana. I. Centro de Tecnologia Mineral. II. Fernandes, Francisco Rego Chaves (Ed.). III. Bertolino, Luiz Carlos (Ed.). IV. Egler, Silvia Gonçalves (Ed.)

ISBN 978‐85‐61121‐94‐5 CDD 363.1791

SSUUMMÁÁRRIIOO

Apresentação Fernando A. Freitas Lins, Diretor do CETEM ............................................................................................... 3

Prefácio Francisco Rego Chaves Fernandes, Luiz Carlos Bertolino e Silvia Gonçalves Egler ..................... 5

Depoimentos ...................................................................................................................................... 9

Santo Amaro precisa de um tratamento de choque emergencial, um PAC pela vida. Senador pela Bahia, Walter Pinheiro ...................................................................................................... 9

Perspectivas para a mineração de chumbo no Estado da Bahia. Deputado Federal pela Bahia, Luiz Alberto ...................................................................................... 10

Superando a dor, mensagem sobre a questão ambiental em Santo Amaro/BA. Senador pelo Rio Grande do Sul,Paulo Paim ...................................................................................... 12

Depois de uma grande quantidade de estudos o que falta é a solução. Prefeito de Santo Amaro, Ricardo Machado ...................................................................................... 15

Diagnósticos

Passivos socioambientais da minerometalurgia do chumbo em Santo Amaro (BA), Boquira (BA), Vale do Ribeira (PR) e Mauá da Serra (PR). Keila Valente de Souza e Maria de Fátima das D. dos Santos Lima .......................................... 19

Governação e Responsabilidade Social Empresarial: a necessária convivência. Carla Guapo Costa e Francisco Rego Chaves Fernandes ............................................................... 42

Desafios e propostas para o enfrentamento da contaminação por chumbo em Santo Amaro. Maiza Ferreira de Andrade ...................................................................................................................... 64

Estudos de avaliação da exposição ambiental humana ao chumbo no Brasil: uma análise comparativa. Eduardo Mello De Capitani e Mônica Maria Bastos Paoliello ..................................................... 75

Avaliação da exposição ocupacional ao chumbo em 1992 e monitorização biológica da comunidade do entorno da antiga fundição em 2011. O que mudou em quase 20 anos. José A. Menezes Filho e Vanesca Luana Silva ..................................................................................... 86

Remediação de áreas contaminadas: proposições para o sítio da Plumbum em Santo Amaro da Purificação – BA. Jose Ângelo Sebastião Araujo dos Anjos, Luis Enrique Sánchez e Luiz Carlos Bertolino 103

Avaliações ecológicas e ecotoxicológicas relacionadas ao caso da Plumbum em Santo Amaro (BA). Júlia Carina Niemeyer, Silvia Egler e Eduardo Mendes da Silva .............................................. 131

Metalurgia do chumbo: processos de produção e refino. Luis Gonzaga dos Santos Sobral, Débora Monteiro de Oliveira, Carlos Eduardo Gomes de Souza, Silvia Cristina Alves França Silva e Paulo Fernando Almeida Braga ................ 150

Química analítica aplicada ao estudo do chumbo, Santo AmaroBA. Lílian Irene Dias da Silva, Manuel Castro Carneiro e Thais de Lima Alves P. Fernandes174

Casos paradigmáticos sobre contaminação provocada por chumbo em várias regiões do mundo. Carla Costa, Eliane Araujo, Renata Damico Olivieri, Maria Inês F. C. Almeida Ribeiro e Raquel Lucena .............................................................................................................................................. 191

Quarenta anos de estudos: bibliografia referenciada sobre o chumbo. Sílvia Egler e Natália Souza .................................................................................................................. 222

AApprreesseennttaaççããoo

Com o apoio do MCTI‐Ministério da Ciência, Tecnologia e Inovação, por meio da SCUP‐Subsecretaria das Unidades de Pesquisa, o CETEM‐Centro de Tecnologia Mine‐ral, coordenou o “Projeto Santo Amaro ‐ BA” que tem, como lema principal, o subtítulo deste livro: aglutinando ideias, construindo soluções. A partir de um extenso levantamento bibliográfico, que ocupou o primeiro mês do projeto, focando a contaminação de chumbo em Santo Amaro da Purificação e, ainda, outros exemplos como Boquira (BA), Vale do Ribeira (SP), montadoras e recicladoras de baterias – recolheram‐se cerca de quatro centenas de referências de trabalhos de cientistas e pesquisadores sobre o assunto, dos quais mais de uma centena focados em Santo Amaro.

Com base neste levantamento convidamos os autores, realizamos um grande debate em um Seminário especializado (aberto ao público) nos dias 24 e 25 de outubro de 2012 e contamos com a presença de mais de meia centena de pesquisadores, de representantes da sociedade civil de Santo Amaro e autoridades, entre as quais se destacam o Sr. Prefeito da cidade, secretários de governo municipal de Santo Amaro e Boquira, representantes de senadores e deputados federais, além de diferentes órgãos públicos da Bahia. A todos que colaboraram, registramos nossos sinceros agradecimentos.

Os Diagnósticos a seguir apresentados ‐ aglutinando ideias ‐ são 12 capítulos abrangendo os balanços das áreas de Saúde Humana e Risco, Exposição Ambiental Humana, Ecotoxicologia, Metalurgia, Engenharia Ambiental, Geoquímica Ambiental, Remediação de Áreas Contaminadas, Democracia, Comunidade Alargada e Estudos Socio‐econômicos‐ambientais no Território, Educação Ambiental, Casos Paradigmáti‐cos para Regiões do Mundo, Investimento Estrangeiro e Boa Governança, além da apresentação comentada da bibliografia.

Deste livro DIAGNÓSTICOS – aglutinando ideias – se passa para um segundo livro, PLANO DE AÇÃO – construindo soluções – no qual um conjunto de recomendações so‐bre o que deve ser feito será apresentado.

Rio de Janeiro, novembro de 2012.

Fernando A. Freitas Lins Diretor do CETEM

PPrreeffáácciioo

Francisco Rego Chaves Fernandes Luiz Carlos Bertolino Silvia Gonçalves Egler (editores)

A coordenação do Projeto Santo Amaro, em execução pelo CETEM/MCTI, realizou durante dois dias, 23 e 24 de outubro de 2012, o Seminário Santo Amaro. Foi um en‐contro nacional com grande participação, mais de meia centena de membros da co‐munidade científica e tecnológica brasileira e ainda de membros do governo munici‐pal, estadual e federal. Destacam‐se, dentre estes últimos, a presença do Sr. Prefeito de Santo Amaro e secretários municipais, o secretário municipal de Saúde de Boquira, representantes de secretarias do Estado da Bahia de Indústria e Mineração e de Saúde, representante do MCTI e do Min. da Saúde, representantes de senador e de deputado federal da bancada da Bahia e do senador presidente da Comissão de Direi‐tos Humanos do Senado, além de membros da sociedade civil de Santo Amaro.

Deste seminário saíram um conjunto de DIAGNÓSTICOS que hoje estão reunidos neste livro e ainda um conjunto de sugestões e recomendações que farão parte do LIVRO II PLANO DE AÇÃO. Estes diagnósticos compõem 12 capítulos com 30 autorias.

Inicia‐se o livro com o DEPOIMENTOS, transcrevendo as visões dos políticos que clamam que Santo Amaro precisa de um tratamento de choque emergencial, um PAC pela vida, até ao postulado de que depois de uma grande quantidade de estudos o que falta é a solução. Os discursos demonstram a necessidade de ações para que a contaminação por chumbo em Santo Amaro venha ser remediada.

Já em seguida, vêm os DIAGNÓSTICOS. Passivos socioambientais da minerometalurgia do chumbo Santo Amaro e Boquira (BA), Vale do Ribeira (PR) e Mauá da Serra (PR) expõem‐se os casos do passivo socioambiental da Plumbum em Santo Amaro (BA), os rejeitos da mineração e beneficiamento com altos teores de metais pesados em Boquira (BA), a contaminação do solo e habitantes da região do Vale do Ribeira (PR) e a mobilização social contra a operadora de recicladora de chumbo em Mauá da Serra (PR).

O capítulo Governação e Responsabilidade Social Empresarial: a necessária convivência constata que o cumprimento de critérios de responsabilidade social empresarial e dos governos não é feito de forma muito afirmativa, verificando‐se poucos casos de sucesso, sendo na maioria das situações um acumular de mal feitos comprovados, a existência de grandes passivos (econômicos, sociais, ambientais) durante o período de permanência das empresas no empreendimento ou depois do abandono das ativi‐dades. Relata‐se o caso, no noroeste da França, da Metaleurop Nord (ex‐Pennaroya, que controlava no Brasil a COBRAQ, no Vale do Ribeira, a Plumbum em Santo Amaro e a Mineração Boquira, em Boquira), famoso pelos efeitos de contaminação por

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chumbo que gerou no noroeste da França e as políticas de remediação que foram aplicadas para resolver ou, pelo menos, minorar o problema.

Ressalta ainda o capítulo, que a grande diferença em relação ao caso brasileiro é que, nos países desenvolvidos, foram criados fortes laços de governação, muito além da capacidade financeira, criaram a capacidade institucional necessária para contrariar estratégias menos sustentadas das grandes empresas transnacionais, e induzi‐las a participar ativamente no processo de construção e manutenção da cidadania.No âmbito do Projeto Santo Amaro, o caso da Metaleurop Nord assume uma importância acrescida, por se tratar do mesmo grupo empresarial Metaleurop que detinha a usina de mineração na cidade de Santo Amaro, a Plumbum.

Desafios e propostas para o enfrentamento da contaminação por chumbo em Santo Amaro retrata o fato de passados quase 20 anos do fechamento da metalurgia de chumbo em Santo Amaro, o interesse por este campo de estudo foi crescente se ob‐servada a evolução das pesquisas ao longo dos últimos 37 anos, desde que a conta‐minação por chumbo e cádmio provocada apresentou suas primeiras evidências, tanto nas águas do rio Subaé, quanto na urina dos trabalhadores da antiga fábrica (BAHIA/CEPED, 1977). Faz algumas recomendações para a superação do embate latente entre a ciência e o mundo da vida, considerando indispensável a participação dos interessados, comunidade alargada na definição e enfrentamento dos riscos.

Estudos de avaliação da exposição ambiental humana ao chumbo no Brasil: uma análise comparativa relata que em Santo Amaro, os valores de chumbo em sangue das crianças, mostram um decréscimo nas últimas décadas, resultado provável do fecha‐mento da empresa. Nenhuma medida prática de descontaminação da área foi imple‐mentada. Nem mesmo um programa regular de monitoramento biológico, diagnós‐tico e seguimento das crianças com problemas secundários à contaminação foi implantado. Conclui ainda que a contaminação do solo, água e sedimentos dos rios e riachos da bacia do rio Subaé continuam sendo fonte secundária de contaminação das ruas, do interior das casas, dos quintais, dos alimentos, dos peixes e crustáceos locais, colocando as crianças e adultos em contato direto com o chumbo em algum grau, exigindo a instalação de um programa abrangente de avaliação, planejamento e remediação a curto, médio e longo prazo da área.

Complementando o capítulo anterior, Avaliação da exposição ocupacional ao chumbo em 1992 e monitorização biológica da comunidade do entorno da antiga fundição em 2011. O que mudou em quase 20 anos, apresenta uma revisão dos dados da avaliação da exposição dos trabalhadores da antiga Plumbum em 1992, através do marcador de exposição chumbo sanguíneo (Pb‐S) e dos biomarcadores de efeito: ácido delta‐aminolevulínico urinário (ALA‐U), zincoprotoporfirina eritrocitária (ZnPP) e hemo‐globina (Hb). Uma análise é feita de acordo com as diferentes ocupações na metalúr‐gica. Nesta oportunidade, 216 pessoas foram avaliadas através das determinações dos níveis sanguíneos de chumbo (Pb‐S) e cádmio (Cd‐S), além da determinação dos níveis de ALA‐U. Por fim, faz uma discussão das condições de exposição ambiental

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atual em Santo Amaro, Bahia e dos fatores de risco associados com exposição ao chumbo na população em geral. Apresenta propostas de novas abordagens para ava‐liação da exposição crônica a metais pesados como Pb e Cd.

A estratégia para a recuperação da área afetada pela Plumbum é tratada em Remediação de áreas contaminadas: proposições para o sítio da Plumbum em Santo Amaro da Purificação/BA, que aborda o planejamento e ações sequenciadas para recuperação do sítio, contemplando medidas de intervenção que deverão começar nas instalações industriais da metalurgia, até a área contaminada do estuário do rio Subaé. Como es‐tratégia inicial de ação foi avaliada a extensão da contaminação por meio da análise de todos os dados disponíveis sobre a área e nesta averiguação foram delimitadas três áreas distintas para intervenção: a primeira representada pela metalurgia e seu entorno imediato; a segunda compreendendo as áreas de aterros de escória e a ter‐ceira reunindo a zona rural, o rio Subaé e seu estuário.

Sendo um complemento ao capítulo anterior, em Avaliações ecológicas e ecotoxicológicas relacionadas ao caso da Plumbum em Santo Amaro (BA) aprofunda‐se e prova‐se a constatação que os resultados indicaram risco ecológico para os organismos e pro‐cessos do solo mesmo após quase duas décadas do término das atividades da Plumbum, relacionado à exposição dos receptores ecológicos ao solo contaminado. A avaliação de risco ecológico apontou um alto risco ecológico em locais dentro da área da Plumbum, indicando a necessidade de medidas de remediação e posterior restau‐ração da área. A restauração ecológica das áreas degradadas e o reestabelecimento dos processos ecológicos são essenciais para evitar que a contaminação continue se dispersando através da poeira e do escoamento superficial para outros locais.

A metalurgia do chumbo: processos de produção e refino, onde o processo tecnológico produtivo é dissecado ao detalhe, sendo concluído que pouca importância foi dada às emanações produzidas durante aquele processo produtivo de chumbo em Santo Amaro (BA), em especial aos danos que tais emanações causariam aos operadores. Não houve, por parte dos dirigentes técnicos, a preocupação de informar aos opera‐dores, de forma palatável, as propriedades físicas e químicas dos compostos de chumbo, aos quais estavam constantemente expostos, e de prover os equipamentos de proteção individual. Com a operação interrompida há muitos anos, ficou um le‐gado de enfermidades causadas pelos metais pesados dispostos, de alta periculosi‐dade, a exemplo do chumbo, cádmio, arsênio, bismuto, entre outros, que devem, sem sombra de dúvidas, ser removidos daquele território.

Um conjunto de ferramentas fundamental para as ciências estão no capítulo Química analítica aplicada ao estudo do chumbo. Num primeiro momento, as análises de amostras ambientais devem contribuir para responder a questões como a identidade e concentração dos poluentes e análises mais detalhadas contribuem para a elucida‐ção da mobilidade, estabilidade, transformações, acumulação e efeitos de curto e longo prazo das espécies presentes no ecossistema.

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Uma pesquisa em outros lugares do mundo resultou em Casos paradigmáticos sobre contaminação provocada chumbo em várias regiões do mundo. Pinçando apenas al‐guns países e algumas regiões do mundo, documenta diversos casos, passados e pre‐sentes de exploração irresponsável de recursos naturais, sem preocupação com os objetivos de desenvolvimento sustentável, afetando países desenvolvidos e em de‐senvolvimento. Na França, na cidade australiana de Port Pirie; nos Estados Unidos da América; na China em Portugal e na Nigéria.

Finalmente no último capítulo do livro, Quarenta anos de estudos sobre chumbo no Brasil: bibliografia referenciada o resultado de uma intensa busca, realizada por vá‐rias pessoas, de publicações sobre a contaminação, principalmente, de chumbo e cádmio em Santo Amaro e Boquira (BA), na região do Vale do Rio Ribeira do Iguape (SP e PR), locais reconhecidamente contaminados pelas atividades de mineração e metalurgia do chumbo e ainda nas indústrias de baterias em outros lugares do mundo. Ao longo deste processo diferentes assuntos relacionados com estes metais foram sendo incorporados à lista. As referências foram divididas em grandes temas: Sítios contaminados; O elemento e seus usos; O ambiente físico; Influências no meio ambiente e saúde humana; Avaliação de risco e valores orientadores e Remediação.

DDeeppooiimmeennttooss

Santo Amaro precisa de um tratamento de choque emergencial, um PAC pela vida.

Senador pela Bahia, Walter Pinheiro1

As imagens chocantes do passivo da contaminação por chumbo na cidade baiana de Santo Amaro nos convencem a lutar por reparação incondicionalmente, a despeito da indignação pela ação criminosa deflagrada pela Companhia Brasileira de Chumbo (Cobrac), subsidiária da empresa francesa Penarroya Oxyde. Após exploração de mais de três décadas, a empresa despejou na cidade 490 mil toneladas de rejeitos contaminados por esse e outros metais perigosos, como cádmio e mercúrio.

A tragédia, que se iniciou ainda nos anos 60, desdobra‐se até hoje. Os danos causados ao meio ambiente tiveram como consequência a contaminação da população santa‐marense, primeiro os ex‐trabalhadores e moradores do entorno da fábrica, que pas‐saram a conhecer o saturnismo, uma doença que afina os braços, paralisa as mãos, provoca dores agudas, causa impotência sexual nos homens e nas mulheres, aborto e má formação fetal. Por causa do excesso de metais na água e no solo, outras doenças também foram identificadas como anemia, câncer de pulmão, lesões renais, hiperten‐são arterial, doenças cerebrovasculares e alterações psicomotoras.

A cidade, que já se chamou Santo Amaro da Purificação, é considerada uma das mais poluídas por chumbo no mundo, de acordo com estudos da Universidade Federal da Bahia. Calcula‐se que 80% da população esteja contaminada pelos resíduos deixados pela mineradora. É doloroso assistir o drama daqueles que tem uma herança maldita no seu próprio corpo, cidadãos doentes e marginalizados, crianças com deformações – ou que convivem sob o risco de águas e solo comprometidos.

Nem o município de Santo Amaro nem o Estado da Bahia têm condições de resolver o problema que demanda ações das mais variadas frentes, como de descontaminação, atendimento em saúde, indenizações e aposentadorias especiais. Era preciso envolver a União e pedir cooperação de organismos internacionais no caso, um verdadeiro ‘PAC pela Vida’, encaminhando questões trabalhistas, de infraestrutura, de saúde e meio ambiente.

Ano passado, entregamos a presidenta Dilma Rousseff um dossiê que mostra o quadro dramático vivido pela população de Santo Amaro. Dilma – também chocada com as ima‐gens de um legado nefasto – determinou a imediata interferência do governo federal.

Há muito que fazer para limpar, do futuro das gerações santamarenses, esse passado de resíduo mortal que assombra os moradores. Sem um plano de manejo de fecha‐

1 Walter de Freitas Pinheiro, 25 de maio de 1959, Deputado Federal (1997‐2011) e Senador eleito pelo PT (2011‐2016)


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mento da mineradora, a população, desavisada dos riscos, chegou a pavimentar ruas, construir casas e até mesmo prédios escolares e creches com o resíduo do chumbo utilizado na atividade industrial.

A cidade foi vítima da insensatez de uma ação criminosa, que menosprezou e negli‐genciou a vida. Santo Amaro não pode esperar mais.

Perspectivas para a mineração de chumbo no Estado da Bahia

Deputado Federal pela Bahia, Luiz Alberto2

A existência de uma política mineraria atualizada, bem como a inclusão do setor como atividade econômica estratégica, colaboraria sobremaneira para o crescimento do País. Traria como resultados benéficos, mais investimentos internos e externos, mais estímulos à geração de emprego e renda, atenção à conservação do meio ambi‐ente em municípios com vocação mineraria e proteção à população na sua saúde.

É nesse contexto que se insere o Estado da Bahia que, pela ausência de apoio gover‐namental, viveu entre 1960 e 1993, um período conturbado na atividade mineraria e metalúrgica do chumbo, insumo indispensável na indústria automobilística e em ou‐tros setores da economia brasileira.

O minério de chumbo era lavrado e beneficiado pela Plumbum Mineração e Metalur‐gia Ltda., no Município de Boquira, localizado no sudoeste do estado e distante cerca de 600 km da cidade de Salvador. As ligas de chumbo eram produzidas pela mesma empresa em Santo Amaro da Purificação, no Recôncavo Baiano, distante cerca de 100 km daquela capital baiana.

A tecnologia era da empresa francesa Penarroya, que se associou à COBRAC (Compa‐nhia Brasileira de Chumbo) para a implantação do empreendimento no fim da década de 50. Os funcionários começaram a ser contratados nos anos 60 pela COBRAC, de‐pois Mineração Boquira e Plumbum Mineração e Metalurgia Ltda, atualmente sob o controle do grupo gaúcho Trevisa, Adubos Trevo S/A.

A Penarroya é líder mundial na produção de óxidos de chumbo destinados à fabrica‐ção de baterias, cristais, plásticos e tubos de televisão. A partir de 1994, ela faz parte do Grupo Metaleurop. Atualmente, a Penarroya detém 60% do mercado europeu e 25% do mercado mundial em seu segmento de atividades. A fábrica em Santo Amaro da Purificação produzia anualmente cerca de 30.000 (trinta mil) toneladas de chumbo, o que corresponde a 20% da atual produção mundial da Penarroya. Pelos valores atuais do chumbo no mercado mundial, o grupo Penarroya/Plumbum faturou no Estado da Bahia, cerca de US$ 500 milhões, durante os 30 anos de atividade.

2 Luiz Alberto Silva dos Santos, 3 de janeiro de 1959, Deputado Federal (1995‐2011). Reeleito Deputado Federal pelo PT para o período 2011‐2015.

PPrroojjeettoo SSaannttoo AAmmaarrooBBaahhiiaa:: aagglluuttiinnaannddoo iiddeeiiaass,, ccoonnssttrruuiinnddoo ssoolluuççõõeess –– DDiiaaggnnóóssttiiccooss 11

A lavra do minério em Boquira e a sua industrialização em Santo Amaro deixaram um extenso passivo ambiental a ser remediado, além de uma lista de pessoas contamina‐das, algumas já indenizadas pelos empreendedores, restando, porém, a grande maio‐ria a ser ressarcida pelos danos morais e patrimoniais em decorrência da contamina‐ção. Durante as três décadas de funcionamento do empreendimento no Estado da Bahia foram geradas em Boquira cerca de cinco milhões de toneladas de rejeito e em Santo Amaro, cerca de 500 mil toneladas de resíduos.

São desconhecidas as pesquisas toxicológicas realizadas na população de Boquira. Com relação a Santo Amaro, o Departamento de Saúde Ocupacional, da Universidade Federal da Bahia, constatou que a população adulta e infantil tinha um elevado grau de persistência de contaminação, acima dos índices permitidos pela OMS ‐ Organiza‐ção Mundial de Saúde. A maioria das crianças residentes no raio de 900 metros, a partir da chaminé, também tinha concentração de cádmio no sangue acima do valor normal de referência, demonstrando inequivocamente o elevado grau de contamina‐ção ambiental da região.

A Resolução do CEPRAM – Conselho de Proteção Ambiental da Bahia nº812/93, que estabeleceu extensa lista de exigências para a renovação da licença de operação da fábrica de chumbo de Santo Amaro da Purificação, possivelmente tenha sido o fator determinante para o abandono da fábrica, em 1993, pela Plumbum.

O terceiro período, que se inicia com o abandono da mina de Boquira e da metalúr‐gica de Santo Amaro, é representado pelo diagnóstico irrefutável e contundente, rea‐lizado pelo Departamento de Engenharia de Minas, da Escola Politécnica da Univer‐sidade de São Paulo, sobre a contaminação por metais pesados no meio físico e a recomendação das medidas para a remediação das áreas contaminadas. Este período teve seu final em 2001, com o encapsulamento do resíduo e a intervenção judicial na área da fábrica, determinada pelo Juízo da Vara Cível Única da Comarca de Santo Amaro da Purificação, em cumprimento à Ação Civil Pública nº302/97, contra a Plumbum.

O quarto período desta história de contaminação se inicia em 25 de outubro de 2001, com uma Audiência Pública na Comissão de Defesa do Consumidor, Meio Ambiente e Minorias, da Câmara dos Deputados, organizada pelo Grupo de Trabalho coordenado pelo deputado baiano Luiz Alberto e pelo relator o deputado Fernando Gabeira. O GT é assessorado pelo consultor João Salles, que publicou artigo no periódico francês La Voix du Nord, relatando as atividades da Penarroya no Brasil.

Participaram deste evento, como de outro realizado em 14 de dezembro de 2002, au‐toridades municipais e estaduais, especialistas em poluição por metais pesados, em toxicologia e epidemiologia, além de membros da sociedade civil organizada e repre‐sentante da ONG francesa EDA.

Em 12 de dezembro de 2001 e 06 de março de 2004, foram realizadas Audiências Públicas, respectivamente em Santo Amaro e Boquira, ficando registrado pelo Grupo


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de Trabalho as reivindicações e as solicitações apresentadas pelos depoentes e pela sociedade civil santamarense e boquirense.

Como pode ser observado, se passaram 11 anos do abandono do empreendimento, ocorrido em 1993, e sete anos da Ação Civil nº302/97, sem que o problema tenha sido efetivamente resolvido.

Para superar este impasse, a AVICCA ‐ Associação das Vítimas da Contaminação de Chumbo, Cádmio e outras Substâncias Químicas, sediada em Santo Amaro, com a co‐laboração do Dr. João Salles e de outros profissionais, está atuando para restabelecer a economia santamarense através da remediação das áreas contaminadas pela me‐talúrgica e a justa indenização das vítimas da poluição. No caso de Boquira, como a vocação municipal é a mineração, pretende‐se incentivar, em bases sustentáveis, as atividades de reprocessamento do rejeito através da instalação de uma indústria me‐talúrgica no local, o que proporcionaria a retomada do desenvolvimento de Boquira, cuja economia atual está apoiada nos trabalhadores aposentados da mina.

Paralelamente, o Grupo de Trabalho da Comissão de Defesa do Consumidor, Meio Ambiente e Minorias da Câmara dos Deputados está analisando, em comum acordo com os órgãos federais e estaduais afins e a participação da sociedade civil organi‐zada, a criação no Estado da Bahia, de um Centro Nacional de Referência para Reme‐diação de Áreas Contaminadas por Metais Pesados. Tal Centro pretende ter o caso do chumbo baiano como referência para problemas semelhantes no restante do País.

Superando a dor, mensagem sobre a questão ambiental em Santo Amaro/BA.

Senador pelo Rio Grande do Sul, Paulo Paim3

Quero expressar nesta mensagem que envio a todos, minha profunda gratidão pelo convite que me foi feito para participar deste evento.

Quero que saibam, também, que eu ficaria profundamente feliz em poder estar com vocês e compartilhar deste debate tão importante, mas compromissos agendados previamente não me permitem.

Mas, gostaria de pedir a todos que sintam que estou presente aqui, na cidade do Rio de Janeiro, neste encontro promovido pelo Centro de Tecnologia Mineral – CETEM – do Ministério da Ciência e Tecnologia e Inovação!

Esta cidade tão querida que me agraciou com o título de Cidadão Honorário do Rio de Janeiro!

3 Paulo Renato Paim, 15 de março de 1950, Deputado Constituinte em 1959 e eleito Deputado Federal (1991‐2002). Senador do Rio Grande do Sul desde 2002 e reeleito para novo período (2011‐2017).


Considero muito nobre a atitude das pessoas preocupadas com a questão ambiental na cidade baiana de Santo Amaro, antigamente chamada de Santo Amaro da Purificação.

Que ironia! A cidade, antes chamada de Purificação, foi, lamentavelmente, maltratada pela contaminação por chumbo desde os anos 60.

Santo Amaro vem sofrendo as consequências dessa contaminação desde a instalação, em 1960, da empresa de Mineração e Metalurgia ‐ Companhia Brasileira de chumbo – Cobrac, pertencente na época ao grupo multinacional francês Penarroya Oxide S.A. (hoje Metaleroup S.A.) que começou a produzir lingotes de chumbo na cidade.

O que houve neste local foi um verdadeiro crime contra a humanidade!

Um crime que condenou toda a população, o solo, a fauna, a flora, a água e, com isso, os mariscos do rio Subaé, ao resíduo contaminado com metais pesados, em especial o chumbo e o cádmio.

Toda esta agressão socioambiental teve impacto na economia da cidade, pois diver‐sas comunidades tiravam seu sustento do rio, por meio da pesca.

Também prejudicou quem plantava, quem criava gado, pois o solo e o ar ficaram con‐taminados por estes resíduos tóxicos.

E, o mais triste de tudo foram os danos causados à saúde da população!!!

Fiquei com lágrimas nos olhos quando presidi a Audiência Pública na Comissão de Direitos Humanos e Legislação Participativa do Senado Federal, em maio de 2011, vendo as imagens de pessoas mutiladas, deformadas, fetos com má formação, devido ao excesso de metais na água e no solo da região.

Foram cenas chocantes. Uma dor profunda tocou todos que lá estavam.

Sei bem que as consequências desse crime vão além: existe a incidência de doenças como a anemia, impotência sexual, lesões renais, câncer de pulmão, entre outras.

Assim como eu frisei na audiência, repito aqui: Há urgência em se tomar medidas concretas para solucionar estes problemas na cidade de Santo Amaro!

Estudos já foram realizados, agora é a hora da ação!

Aproximadamente 80% da população de Santo Amaro está afetada pela exposição ao chumbo, concentração do metal acima do permitido pela Organização Mundial da Saúde – OMS.

Isto também afeta as relações de trabalho, pois as empresas hesitam em contratar trabalhadores, mesmo aqueles que não apresentam sintomas, são considerados um “passivo” em termos de saúde.

Após a Audiência Pública realizada na Comissão de Direitos Humanos do Senado, foi entregue por mim e pelo Líder do PT no Senado, o Senador Walter Pinheiro, um dos‐siê à Presidenta Dilma.


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Ela se propôs a encaminhar o debate junto aos Ministérios competentes em prol de soluções que venham a proteger a população de Santo Amaro.

Acredito que este empenho do Governo Federal há de construir um caminho abran‐gendo ações que envolverão as áreas de meio ambiente, saúde, justiça e até mesmo esforços no campo das relações exteriores, ao qual estou engajado e unido.

Também apoio os esforços deste grupo de pesquisadores do CETEM, coordenado pelos Drs. Francisco Fernandes e Luiz Carlos Bertolino, para que juntos, através deste Seminário, tracemos ações concretas para a solução dos problemas da população desta cidade que tão maltratada foi, e continua sofrendo as consequências.

Antes de finalizar, quero deixar minha preocupação com outra questão levantada na Audiência Pública, as dificuldades enfrentadas pela população na busca de seus direi‐tos nos campos trabalhista e previdenciário!

Clamo e acredito em uma maior aproximação da justiça com a população, para que estas perdas sejam amenizadas e reparadas da melhor forma possível.

É muito importante lembrar que o meio ambiente está ligado ao nosso ciclo de vida. A natureza pulsa em nós. Nós temos vida a partir dela e com ela. Nós todos somos parte da mesma energia que flui em nosso planeta. Aquilo que afeta um único ser humano, na verdade, diz respeito a todos nós.

Por isso, deixo meu profundo sentimento de solidariedade e meu total apoio à luta da população tão maltratada e tão sofrida, da cidade de Santo Amaro, pois, sem digni‐dade humana, sem a proteção de nosso semelhante desde seu nascimento e por toda a sua existência, com respeito e equilíbrio, é impossível a democracia!

Ficam aqui, meus sinceros cumprimentos e meu agradecimento a este grupo de ab‐negados homens e mulheres que sensíveis à causa, organizaram este debate.

Por isso estou aqui, sendo representado por uma de minhas assessoras do Gabinete, na crença de que podemos avançar pelo bem desta cidade que padece tanto devido à irresponsabilidade de uma empresa que visava apenas seu lucro e assim prejudicou toda uma população.

Quero dizer de coração: como é bom saber que no mundo existem pessoas como vocês!


Depois de uma grande quantidade de estudos o que falta é a solução

Prefeito de Santo Amaro BA Ricardo Machado4

Muito foi explanado aqui por vários estudiosos, e hoje já experts, PhD’s, sobre a con‐taminação em Santo Amaro.

Podemos falar, que estudos e mais estudos já foram feitos, durante aproximadamente 40 anos!

Donde que, por ironia da vida, muitos que estão aqui trabalhando nesta questão da descontaminação do chumbo de Santo Amaro, começaram jovens e ainda de cabelos pretinhos e cheios de gás. Hoje esses ex cabelos pretinhos, já cheios de cabelos bran‐cos e já talvez avós, ainda estão debruçados nessas questões.

Durante todo o dia de ontem pude ouvir várias falas: um disse, existem lugares no mundo que problemas iguais a esses já foram resolvidos. Mas não sabe como, mas que foi resolvido foi, afirmou aqui. Outros disseram: Por quê fazer? Como fazer? Quando fazer? E para quem fazer? Muitos afirmaram, a maioria aqui reconheceu que existe uma quantidade de estudos sobre os problemas de Santo Amaro e que agora depois de tantos estudos o que falta é a solução!

A assessora do Senador Paulo Paim, reconhece que os necessários estudos já foram feitos, agora precisamos é agir, que agora é hora de serem traçadas as diligências e sermos objetivos. O assessor do Senador Walter Pinheiro disse que essa situação pre‐cisa de um tratamento de choque. O assessor do Deputado federal Luiz Alberto tam‐bém disse, citando o Deputado: coloco o meu mandato à disposição desta causa.

Ainda, na fala de Dona Maíza de Andrade, ficou muito claro para nós que não faltam mais estudos, que realmente só falta é ação, que de estudiosos e de técnicos estão bem servidos, em outras palavras, ninguém aguenta mais esperar, agora temos que ter a solução. Mas no final de sua fala, ela disse que não está iludida em acreditar que daqui vá sair a diretriz a se tomar.

Uma pergunta minha, quer isto dizer que se volta a ter mais estudos?

Mais um estudo, mais pesquisas?

Bate um desânimo.

Foi o que colocaram aqui.

Nossa cidade é uma cidade sofrida e pobre. Vivemos com essa situação há décadas. Acho que hoje depois de tantos estudos chegamos a uma conclusão, que temos uma

4 Prefeito de Santo Amaro (2009‐2012). Reeleito Prefeito pelo PT no período de 2013‐2016.


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herança maldita, que precisamos abarcar tudo isso de uma vez por todas e tentar re‐solver os problemas da cidade, os seus problemas atuais.

Não podemos mais esperar por mais décadas, vamos dar um prazo. Essa foi uma pro‐posta que eu e alguns companheiros discutimos ontem, mas que eu quero recuar com relação a isso até a próxima reunião. Nós queríamos na verdade dar um prazo de no máximo seis meses para todos os estudiosos dessas causas, todos os professores, to‐dos os técnicos e um prazo até para os poderes, seja ele estadual ou federal, esse prazo seria de seis meses.

Se isso não se resolvesse, a nossa atitude seria fazer um chamamento público. Temos força política junto ao governo estadual e ao governo federal e legitimidade de uma população. A Presidenta Dilma quer resolver e o momento é esse.

Em minha opinião, reconhecendo e valorizando todos os estudiosos e as pesquisas que já foram realizadas, vejo que o maior problema deste caso é Santo Amaro, e aí diante de tantas dúvidas, eu ouso aqui até em dar uma resposta.

O problema hoje é, sem desmerecer a nenhum estudioso do assunto, mas de forma muito humilde e humana até porque o ser humano não é eterno, o problema está no excesso de estudos sendo a solução a seguinte:

― Primeiro, saber quem verdadeiramente quer ajudar os humanos que estão em Santo Amaro.

― Segundo, saber quem estará disposto em deixar a vaidade de lado.

― Terceiro, quem é que está preocupado em ser o pai da criança.

― Quarto, quem é que quer fazer parte de um time que vai ajudar Santo Amaro.

― Quinto, colocar a mão na massa e ajudar a definir uma lista de prioridades e diligenciar.

Meus amigos, depois de 40 anos não dá mais para ter paciência!

Eu aprendi durante esta campanha eleitoral que terminou tem tão pouco tempo, uma estória que diz o seguinte: existem duas formas de vida para cada um. Você pode es‐colher, a primeira é ficar em uma arquibancada de um campo de futebol assistindo aos jogadores desse campeonato, e a segunda é você entrar em campo.

Só que, quando passarem muitos anos da sua vida, você terá também apenas uma das duas estórias para contar: uma é que você assistiu a todos os jogos de todos os cam‐peonatos, conhecendo os jogadores, podendo relatar isso para os seus netos, para os seus filhos, e a outra é você contar a eles quantos gols você fez, quantas partidas você participou, quantos títulos você ganhou. Cabe então a você escolher qual o tipo de vida que você quer. A história em Santo Amaro se confunde muito com a estória de vida que os senhores querem fazer da sua vida.


Quanto à minha, desde que venci a primeira eleição em 2008, eu na minha ousadia, ou talvez na minha inocência, ou na minha inexperiência, ou na minha simplicidade, eu levantei a esperança junto a algumas pessoas de poder resolver. Completei quatro anos como prefeito e eu não consegui resolver e agora começa uma jornada de mais quatro anos.

Dona Canô é uma senhora que nunca colocou uma placa de nenhum político na pa‐rede da casa dela, nem de Lula, ele nunca colocou. Ela aos 104 anos pela primeira vez na vida dela, contra a vontade dos filhos dela, Caetano Veloso e Maria Betânia, ela colocou a minha placa, e o que ela me pediu: ‐ Eu não quero morrer sem ver o rio Subaé purificado.

Eu sei que ela falou isso, talvez sem saber o tamanho da problemática, mas só que, nas duas oportunidades que eu tive de estar com a Presidenta Dilma, eu transferi esse pedido de Dona Canô para ela. E talvez, eu não sei se a Presidenta através de al‐gum assessor, ou através de algum ministro ou de alguém, chegou aqui até vocês, sei que a Presidenta disse, me deu a sua palavra que iria resolver essa questão.

Para concluir, eu quero dizer que saber esperar é uma virtude, aceitar que cada coisa tem o seu tempo certo para acontecer é ter fé.

Só para comparar aqui uma coisa assim talvez muito parecida. Muitos cientistas pas‐saram anos e anos de sua vida estudaram de fio a pavio como levar o homem à Lua. Estudos foram feitos, muitos anos se passaram e alguém, entre eles mesmos, gritou: nós já sabemos como é que o homem chega à Lua! E alguém teve que tomar uma de‐cisão e o homem chegou à Lua.

Esse problema de Santo Amaro, se a gente não o abordar, eu estou vendo a hora, de vocês companheiros e companheiras se aposentarem e não se resolver.

Então eu quero pedir, que ficou muito claro para mim aqui companheiro coordena‐dor do Projeto Francisco Fernandes, que estudos que deveriam ser feitos já foram feitos. Eu inclusive ontem, na minha ignorância na área, eu pude perceber explicações de professores, passando no datashow, praticamente a mesma coisa, ou seja, nós es‐tamos estudando em círculos, todo mundo já conhece os estudos, nós temos é que ir para a prática.

Se o que está faltando para a prática é o campo político, o momento é esse, porque o ex‐Presidente Lula, e eu posso aqui estar falando isso para vocês porque foram pala‐vras do Governador da Bahia, ele encerrou o seu mandato de oito anos com um frus‐tração muito grande porque ele prometeu isso para Dona Canô e ele não conseguiu resolver. Entra agora uma nova Presidenta e ela disse que quer resolver.

Se a gente destaca um assessor de um senador, como está aqui a senhora Ingrid Carlucci, assessora do Senador Paulo Paim, o Claúdio Santos, assessor do Senador Walter Pinheiro, o António Santos, assessor do Deputado Luiz Alberto, se está aqui um representante da presidente Dilma na plateia ouvindo os senhores, enquanto um


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diz que um diz que tem que ser feito de uma forma e o outro contesta que não, se vocês não estão se entendendo, imagina na cabeça do político que é altamente fiscalizado hoje pelo TCN, TCE, TCU, CGU, pelo Ministério Público, pela Câmara dos Vereadores e pela mídia.

Hoje para colocarmos os pés em qualquer tipo de coisa temos que ter o aval dos téc‐nicos, e aí um fala que é inerte, e outro fala que não é inerte, aí gera uma discussão e ali no meio está o político.

Vocês precisam entender que são vidas, são vidas!

Santo Amaro não pode ser mais cobaia, Santo Amaro não pode ser mais laboratório, quem tinha que aprender, aprendeu, quem tinha que estudar, estudou, quem é capaz, tem que demonstrar que é capaz.

Se estiver faltando coragem, eu não sei onde que existe na farmácia o remédio da co‐ragem, mas nós temos que resolver. Eu sou prefeito de uma cidade, tenho responsa‐bilidade com o povo.

Adorei conhecer vocês, vamos com certeza criar aqui uma amizade, mas uma ami‐zade que seja sincera que a gente queira resultados.

Está aqui agendado esse compromisso nosso na Bahia, até o dia 15 de novembro, para uma reunião preliminar para que a gente possa discutir as questões em comum acordo, fechar, para no dia seguinte a gente ir ao gabinete do Governador da Bahia. Eu preciso desta agenda com antecedência, porque a agenda do Governador não é assim de uma hora para outra, então para eu já deixar agendado com o Governador.

A gente vai promover essa reunião lá, vou apresentar o projeto que já está pronto. Quero agradecer a sensibilidade da Presidenta Dilma e de todos vocês aqui envolvi‐dos e me desculpa alguma coisa mas a gente quer agora é solução.

PPaassssiivvooss ssoocciiooaammbbiieennttaaiiss ddaa mmiinneerroommeettaalluurrggiiaa ddoo cchhuummbboo eemm SSaannttoo AAmmaarroo ee BBooqquuiirraa ((BBAA)),, VVaallee ddoo RRiibbeeiirraa ((PPRR)) ee MMaauuáá ddaa SSeerrrraa ((PPRR))

KKeeiillaa VVaalleennttee ddee SSoouuzzaa11 MMaarriiaa ddee FFááttiimmaa ddaass DD.. ddooss SSaannttooss LLiimmaa22

Introdução

O projeto Banco de Dados Recursos Minerais e Sociedade: Impactos Territoriais, Sociais, Ambientais e Econômicos, desenvolvido no CETEM ‐ Centro de Tecnologia Mineral/MCTI ‐ Ministério da Ciência, Tecnologia e Inovação, lista mais de uma centena de empreendimentos minerais com registros dos impactos gerados nos processos de uso e ocupação dos territórios.

Os verbetes foram selecionados e elaborados por uma ampla equipe redacional de acordo com suas relevâncias sociais, ambientais e econômicas. Em uma extensa revi‐são bibliográfica foram utilizadas as informações presentes em documentos disponi‐bilizados publicamente (reportagens, artigos científicos, relatórios acadêmicos e/ou técnicos e ações do Ministério Público ou da Justiça) na internet, nas bibliotecas, den‐tre outros. Os verbetes são complementados com acervo fotográfico e revisados tec‐nicamente por um comitê editorial composto por aproximadamente 10 especialistas.

Para este capítulo foram selecionados quatro verbetes que relatam situações de im‐pactos sociais, econômicos e ambientais deixados pela atividade de mineração de chumbo como a contaminação do solo, sedimento e habitantes oriunda das ativida‐des da Plumbum Mineração e Metalurgia em Santo Amaro (BA) e Vale do Ribeira (PR), os rejeitos com altos teores de metais pesados em Boquira (BA) e a mobilização social contra a operadora de recicladora de chumbo em Mauá da Serra (PR).

Santo Amaro: Plumbum deixa grande passivo socioambiental

As instalações da Plumbum Mineração e Metalurgia Ltda., localizadas no município de Santo Amaro [antigamente chamado de Santo Amaro da Purificação], no Recôn‐cavo Baiano, foram abandonadas em 1993, deixando um passivo com 490 mil tonela‐das de resíduo contaminado com metais pesados, em especial chumbo e cádmio. Boa parte da população da região, dentre eles ex‐funcionários da metalúrgica, bem como

1 Geógrafa. Bolsista PCI do CETEM/MCTI.

2 Geógrafa. Assistente de pesquisa do CETEM/MCTI

PPaassssiivvooss ssoocciiooaammbbiieennttaaiiss ddaa mmiinneerroommeettaalluurrggiiaa ddoo cchhuummbboo eemm SSaannttoo AAmmaarroo ee BBooqquuiirraa ((BBAA))...... 20

o solo, os sedimentos e os organismos do estuário do rio Subaé foram contaminados com resíduos industriais (ANJOS; SÁNCHEZ, 2001).

Com 492,912 km² e 57.800 habitantes (IBGE, 2010a), o município histórico de Santo Amaro localiza‐se a 100 km da capital, Salvador, e tem no setor de serviços a base de sua economia (MANZONI; MINAS, 2009).

Tudo começou em 1960, quando a Companhia Brasileira de Chumbo (Cobrac), à época pertencente ao grupo multinacional Penarroya Oxide S.A. (hoje Metaleurop S.A.), iniciou a produção de lingotes de chumbo em Santo Amaro (ANJOS; SÁNCHEZ, 2001).

Em 1974, a Cobrac fez o primeiro pedido de licenciamento, com o objetivo de aumen‐tar sua capacidade de produção de 30 mil toneladas de chumbo metálico para 45 mil t/ano, bem como para modernizar as instalações do complexo metalúrgico (OLIVEIRA, 1977 apud ANJOS; SÁNCHEZ, 2001). O governo do Estado da Bahia, no en‐tanto, indeferiu o pedido (MANZONI; MINAS, 2009) e sugeriu a transferência do em‐preendimento para o Centro Industrial de Aratu (CIA), na região metropolitana de Salvador, levando em consideração os aspectos ambientais e o estado de deteriora‐ção em que o empreendimento se encontrava (OLIVEIRA, 1977 apud ANJOS; SÁNCHEZ, 2001).

A permanência da metalúrgica no local condenado manteve contínuo o processo de degradação ambiental, contribuindo para que as águas, o solo, a flora e a fauna, assim como, a população local, principalmente as crianças, fossem contaminadas por chumbo e cádmio (CARVALHO et al., 2003).

Em 1989, a usina foi vendida à empresa Plumbum Mineração e Metalurgia Ltda., per‐tencente ao grupo brasileiro Trevo (ANJOS; SÁNCHEZ, 2001). Dois anos depois, a em‐presa solicitou ao Centro de Recursos Ambientais (CRA), órgão ambiental da Bahia, licença de operação. O CRA emitiu parecer com 27 condicionantes para a liberação da licença por três anos. No entanto, “os condicionantes não foram atendidos e, em de‐zembro de 1993, a Plumbum encerrou suas atividades em Santo Amaro” (PNUD, 2003 apud MEYER; GENERINO; CRISTANI, 2007, p. 3).

Para produzir as ligas de chumbo em Santo Amaro, a metalúrgica usava o minério de chumbo lavrado e beneficiado no município de Boquira, no sudoeste do Estado da Bahia (MANZONI; MINAS, 2009). Com a exaustão da mina, em Boquira, a Plumbum passou a importar o minério do Peru (MACHADO et al., 2004).

Durante o processo de beneficiamento havia muito pouco controle dos danos ao meio ambiente e das medidas de proteção e segurança destinadas aos funcionários e moradores. A escória era considerada inócua e amontoada no terreno (Figura 1) no entorno da usina e ainda havia o particulado de chumbo ‐ decorrente do processo de sinterização ‐ que era expelido pela chaminé (SOBRAL, 2008). A partir do fechamento da empresa, o resíduo e o solo contaminado se constituem nas principais fontes de poluição ambiental por chumbo no município (CARVALHO et al., 2003).

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Figura 1 ‐ Pilhas de escória dispostas sobre o solo, a céu aberto.

Durante os anos de operação da Plumbum Mineração e Metalurgia Ltda., foram pro‐duzidas aproximadamente 900 mil toneladas de concentrado de chumbo, gerando milhões de toneladas de resíduos e cerca de 500 mil toneladas de escória (MANZONI; MINAS, 2009). Desde o início do funcionamento da metalurgica, o município apresen‐tou sinais de contaminação, com a morte de animais nas áreas próximas ao empreen‐dimento (ANJOS, 2001), localizado a noroeste da área urbana de Santo Amaro, a 300 metros do rio Subaé, principal rio da bacia hidrográfica de mesmo nome (MANZONI; MINAS, 2009).

Dentre os principais impactos socioambientais causados pelas atividades da meta‐lúrgica no município baiano, podem‐se citar: a contaminação das águas do rio Subaé por substâncias tóxicas, impactando diversas comunidades que tiravam seu sustento do rio; a poluição do ar pela fumaça da indústria, que somente, em 1989, após deter‐minação da Justiça, passou a usar filtro em sua chaminé (ALCÂNTARA, 2010); o depó‐sito de grandes pilhas de resíduos diretamente sobre o solo, a céu aberto, ameaçando as águas subterrâneas e o rio Subaé (CARVALHO et al., 2003); a distribuição pela em‐presa da escória contaminada com 2% a 3% de chumbo para uso como aterro pela população e pela prefeitura na pavimentação de ruas e construções públicas, como creches e escolas; e a contaminação do solo por grande quantidade de soluções com contaminantes que se infiltrou no subsolo durante os anos de funcionamento da usina (ALCÂNTARA, 2010).

O alto nível de chumbo e cádmio, no ar, na água e no solo, também prejudicou as ati‐vidades econômicas na região, como a pesca (ALCÂNTARA, 2010), a produção horti‐frutigranjeira e a criação de gado, e ainda causou danos à saúde da população (MANZONI; MINAS, 2009), em especial aos trabalhadores, que não usaram, em ne‐


nhum momento, proteção adequada para o manuseio da matéria prima considerada altamente tóxica pela Organização Mundial de Saúde (OMS) (ALCÂNTARA, 2010; SOBRAL, 2008).

A partir de 1975, pesquisas desenvolvidas pela Universidade Federal da Bahia (UFBA), na bacia do rio Subaé, identificaram como causas da contaminação: a instala‐ção da metalurgia em uma área onde predominavam ventos de baixa velocidade e constantes inversões térmicas, prejudicando a dispersão e facilitando a deposição dos particulados na área urbana; a proximidade da empresa do leito do rio Subaé, bem como de suas áreas de inundação; o transbordamento da bacia de rejeito em períodos de muita chuva; a baixa vazão do rio Subaé, prejudicando a diluição e a dis‐persão dos efluentes líquidos lançados sem tratamento; a deposição inadequada da escória em aterros, e seu reuso para a construção de estradas, casas etc, o que au‐mentou a contaminação do solo, de águas superficiais, subterrâneas e da população residente nos arredores do empreendimento; a alta concentração dos metais nos manguezais do estuário do rio Subaé, contaminando os moluscos e prejudicando a base alimentar da população; os particulados lançados pela chaminé da metalúrgica; e o fato de a empresa considerar a escória inócua, depositando‐a sem critérios técni‐cos (ANJOS; SÁNCHEZ, 2001).

Em 1980, novo estudo da UFBA constatou que 96% das crianças residindo a menos de 900 m da chaminé da companhia apresentavam níveis de chumbo e cádmio no sangue acima do limite de toxicidade (Figura 2). Detectou também que o nível de me‐tais no sangue da população crescia à medida que seu local de residência se aproxi‐mava das instalações da metalúrgica (MACHADO et al., 2004).

Em 1998, outro estudo realizado pela UFBA, com crianças de 1 a 4 anos de idade, nascidas após o fechamento da metalúrgica, constatou que o passivo ambiental dei‐xado pela Plumbum permanecia como uma fonte de exposição relevante para a into‐xicação pelo chumbo (CARVALHO et al., 2003). Provavelmente em consequência da contaminação, muitas pessoas foram acometidas por saturnismo, doença que fragi‐liza os ossos, paralisa as mãos, provoca dores agudas, causa impotência sexual nos homens e aborto em mulheres e má formação fetal nos bebês. Devido ao excesso de metais na água e no solo, a incidência de outras doenças, como anemia, lesões renais, hipertensão arterial, câncer de pulmão etc., também aumentou (BAHIA JÁ, 2011).

Em função do grande passivo deixado e de seu impacto, nos anos de 1994 e 1995 o CRA classificou a escória da Plumbum como resíduo perigoso devido a sua toxidade. Foram solicitadas à empresa, então, medidas mitigadoras, que incluíam, inicialmente, a colocação de cercas e a sinalização de toda a área onde se encontravam depositados os resíduos. Além disso, foi indicado que a metalúrgica elaborasse um plano de dis‐posição adequada para a escória, fizesse a instalação de poços de monitoramento para detecção de possíveis poluentes no lençol freático, e realizasse estudos que im‐pedissem a propagação da contaminação e possibilitasse o encapsulamento da escó‐ria (ANJOS; SÁNCHEZ, 2001).


Figura 2 ‐ Crianças expostas ao rejeito contaminado.

Diante da recusa da Plumbum em atender às exigências do órgão ambiental, foram tomadas medidas jurídicas pelo CRA e iniciada, em parceria com a Universidade de São Paulo (USP), a Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo (Fapesp) e a Superintendência de Geologia e Recursos Minerais (SGM), uma pesquisa para im‐plementação de um plano de gestão ambiental destinado aos sítios contaminados com resíduos industriais no local (ANJOS; SÁNCHEZ, 2001).

A pesquisa acabou gerando o projeto Purifica, financiado pela Financiadora de Estu‐dos e Projetos (Finep) e desenvolvido pela UFBA, USP, CRA e Centro de Estudos, Pes‐quisas e Desenvolvimento do Estado da Bahia. Com início em 2000, o projeto diag‐nosticou a contaminação de toda a zona urbana de Santo Amaro e ampliou as pesqui‐sas sobre a contaminação nas instalações da Plumbum (ANJOS; SÁNCHEZ, 2001).

Além disso, sugeriu várias medidas de mitigação, como a elaboração de um plano de remediação para a área urbana do município, com a definição das áreas prioritárias para intervenção, estimativa da quantidade de escória disposta na cidade, plano de ação e previsão de custos. O projeto recomendou a raspagem do solo superficial para remover a escória depositada de forma aleatória no entorno da usina, bem como do solo superficial que foi mais impactado, e posterior tratamento para separar a escória do solo. Foi sugerido ainda que o solo contaminado fosse utilizado para fabricação de telhas e blocos cerâmicos ‐ uma vez que o processo demonstrou alta capacidade de imobilização dos poluentes, além de envolver baixo custo ‐ e recomendado que, até que a remoção do solo superficial e da escória fosse concluída, se deixasse intacta a zona alagadiça (PROJETO PURIFICA, 2003).


Esta zona alagadiça (ou wetland), situada a jusante do principal barramento de escória e com extensão de cerca de 90 metros, teve origem num aterro de águas plu‐viais do empreendimento e tem se mostrado eficaz para o controle da contaminação das águas superficiais, uma vez que retém a grande maioria dos metais pesados (ANJOS, 2003).

Em 2004, os riscos de contaminação por via aérea já estavam mais reduzidos na área urbana de Santo Amaro, devido ao fato de quase todos os pontos de lançamento da escória de chumbo estarem recobertos com paralelepípedo ou asfalto.

A impermeabilização promovida por esse tipo de cobertura diminui a infiltração das águas das chuvas no solo, reduzindo a lixiviação da escória depositada e o espalhamento e arraste de partículas de poluentes pelo vento. Contudo, esse resíduo é, de tempos em tempos, trazido à tona por serviços de reparos na rede de água e esgoto, instalação de dutos, reativando diversas rotas de contaminação (MACHADO et al., 2004, p. 142).

Ao longo dos anos, foram realizadas diversas análises de caracterização de chumbo e de outros metais pesados no resíduo metalúrgico em Santo Amaro (LIMA; BERNARDEZ, 2010, 2011a e 2011b) e, até 2010, aproximadamente 500 mil toneladas de escória encontravam‐se no terreno da metalúrgica, sem o devido encapsulamento (ALCÂNTARA, 2010). Muitos dos ex‐funcionários apresentavam doenças ocupacio‐nais, recebendo apenas aposentadorias do Instituto Nacional do Seguro Social (INSS) ou auxílio‐doença. Embora a empresa tenha pagado algumas indenizações, existiam ainda “cerca de dois mil processos individuais tramitando na Delegacia Regional do Trabalho de Santo Amaro. E, com relação aos danos ambientais, nada foi feito” (ALCÂNTARA, 2010, p. 109). Cabe mencionar que recente pesquisa realizada a partir de amostras da escória diverge das anteriormente realizadas em Santo Amaro por considerar que não constitui fonte de contaminação. (LIMA; BERNARDEZ, 2010, 2011a e 2011b).

Independente de quais sejam as vias de contaminação, no entanto, especialistas aler‐tam que o município de Santo Amaro precisa não só de um plano de gestão ambien‐tal, como também de uma comunicação e governança de riscos eficazes, que possibi‐litem um diálogo participativo com as comunidades afetadas e a divulgação de dados para mídia e órgãos governamentais (DI GIULIO et. al, 2010). Por sua vez, em 26 de maio de 2011, a Presidenta da República Dilma Rousseff determinou providências ao governo para resolução do passivo do município (AGÊNCIA SENADO, 2011).

“Santo Amaro é considerada uma das cidades mais poluídas por chumbo no mundo. Na literatura mundial, é o caso‐referência para estudar a contaminação por chumbo e cádmio” (ALCÂNTARA, 2010, p.114).


Boquira: lavra de minério de chumbo deixa rejeitos com altos teores de metais pesados

A exemplo do que ocorreu no município de Santo Amaro, no Recôncavo Baiano, os moradores do município de Boquira, localizado no sudoeste da Bahia, estiveram ex‐postos à contaminação por chumbo durante décadas (Figura 3) (BARRERO, 2008).

Figura 3 ‐ Cidade de Boquira.

A exploração do minério de chumbo em Boquira – 1.482,704 km² e 22.037 habitantes (IBGE, 2010a) – começou no final da década de 1950 pela Penarroya S.A, que criou a Companhia Brasileira de Chumbo (Cobrac) para atuar no Brasil como sua subsidiária. Posteriormente, a empresa foi incorporada à Plumbum Mineração e Metalurgia Ltda. (MANZONI; MINAS, 2009), pertencente ao Grupo Trevo (ANJOS; SÁNCHEZ, 2001; CAMELO, 2006; BARRERO, 2008). O minério de chumbo lavrado e beneficiado em Boquira era usado para produzir ligas de chumbo em Santo Amaro (CAMELO, 2006; BARRERO, 2008; MANZONI; MINAS, 2009).

Boquira nasceu do antigo distrito Assunção, no município de Macaúbas. Com o início da exploração do minério de chumbo, na década de 1950, o distrito de Assunção de‐senvolveu‐se tanto que representantes do povo na Câmara de Vereadores de Macaúbas entraram com um projeto de emancipação política, dando origem, em 1962, ao município de Boquira (ARAÚJO; PINHEIRO, 2004).

O minério de chumbo foi descoberto por acaso por um padre chamado Macário que procurava um local para instalar uma paróquia em Macaúbas. Em suas andanças, recolheu amostras de minério que ocorriam a céu aberto, nas proximidades do povo‐ado de Boquira. Análises laboratoriais das amostras, realizadas no Rio de Janeiro,


comprovaram as suspeitas do padre de que se tratava de minério de chumbo (FERRAN, 2007).

O padre, então, largou a batina e começou um negócio. Fez contato com a fábrica de baterias Prest‐o‐Lite, sediada em São Paulo, que se mostrou interessada em comprar o minério alterado do Morro Pelado, constituído de cerussita, carbonato de chumbo de fácil fusão e redução. A empresa iniciou a operação subterrânea, abrindo galeria no Morro Pelado e obtendo rapidamente galena [minério de chumbo] por debaixo do afloramento de cerussita, e ao mesmo tempo iniciou a montagem de uma usina de flotação na frente do morro do Cruzeiro (FERRAN, 2007).

O minério extraído tinha 9% de chumbo, 3% de zinco e 32 gramas de prata por to‐nelada, e era beneficiado em dois concentrados de flotação, o de chumbo, com 70% do metal, e o de zinco, com 51%. Estes concentrados eram encaminhados de cami‐nhão para a Cobrac, em Santo Amaro, a 500 km da mina onde, depois da ustulação [queima de sulfeto] e fusão, viravam chumbo com praticamente 100% de pureza, prontos para entrarem no mercado. Os concentrados de zinco eram exportados (FERRAN, 2007).

Como a operação de flotação não estava dando os resultados esperados, Macário en‐trou em contato com a Plumbum ‐ uma associação da Peñarroya francesa ‐ na época especialista em chumbo e zinco ‐ que operava as minas de chumbo do Vale do rio Ribeira do Iguape, entre São Paulo e Paraná (FERRAN, 2007).

Durante o período de operação da mina, Boquira conheceu a prosperidade. A mina atingiu seu auge de produção nos anos 1970 (DNPM, 2006). No entanto, as reservas economicamente mais viáveis se esgotaram e a Mineração Boquira foi vendida, em 1986, aos grupos brasileiros CMP e Luxma. As empresas passaram a explorar os pila‐res de sustentação da mina de Boquira ‐ áreas que tinham de ser poupadas para as‐segurar a sustentação das galerias abertas no subsolo. Porém, os custos da atividade inviabilizaram o negócio, pois, para cada pilar de sustentação explorado, a empresa tinha de construir, por questão de segurança, um novo pilar artificial, com material trazido de fora para dentro das galerias (FERRAN, 2007).

Somado aos altos custos de operação, o excesso de oferta internacional de chumbo fez com que as cotações do minério caíssem, o que levou ao fechamento da mina de Boquira (FERRAN, 2007). A mina foi desativada em 1992 (CAMELO, 2006). Hoje, a ci‐dade está à espera de um Plano de Recuperação de Áreas Degradadas (PRAD) e de um plano que permita que toda a infraestrutura da mina seja aproveitada por ativi‐dades compatíveis com a localidade (FERRAN, 2007).

Em Boquira, uma das maiores preocupações é com a disposição dos rejeitos do be‐neficiamento desenvolvido ao longo de mais de três décadas (Figuras 4 e 5). Os rejei‐tos do beneficiamento apresentam teores de zinco, cádmio, arsênio, prata, além de chumbo e outros metais, e não foram dispostos segundo parâmetros ambientais acei‐


táveis, colocando em risco os mananciais e solos após o rompimento de uma antiga barragem de contenção (DNPM, 2006).

Figura 4 ‐ Pilha de rejeitos da mineração.

Figura 5 ‐ Pilha de Rejeitos ao lado da cidade.


Peritos do Programa de Fiscalização Preventiva Integrada, coordenado por órgãos ambientais e de fiscalização estaduais e federais e pelo Ministério Público do Estado da Bahia, estiveram, em 2008, em Boquira para avaliar a situação das antigas galerias no Morro Pelado, hoje interditadas, da pilha com reserva de minério e da pilha de rejeito do beneficiamento, sobre a qual, há anos, foi instalado o lixão municipal. À época, constataram instabilidade do material contido na pilha de rejeito, com diver‐sos canais de erosão conduzindo sedimentos e contaminando há décadas águas su‐perficiais e subterrâneas com resíduo de chumbo (BARRERO, 2008).

De acordo com o parecer técnico, não foi observada qualquer ação para contenção de enxurradas ou reparo dos impactos negativos causados pela pilha de rejeito, embora estivesse previsto um plano de recuperação da área degradada. Outra constatação foi a presença de catadores de material reciclável no lixão instalado sobre a pilha de re‐jeito (BARRERO, 2008).

O plano de recuperação estaria a cargo da empresa Bolland do Brasil (BARRERO, 2008), a mesma que, em 2007, apresentara, ao Departamento Nacional de Produção Mineral (DNPM), um estudo de viabilidade para reativação da mina de chumbo no município e da fundição de chumbo em Santo Amaro. O projeto previa, dentre outras ações, o processamento dos rejeitos estocados na antiga mina e a exploração de 900 mil toneladas de minério contendo chumbo (REUTERS, 2007).

De acordo com a Bolland, o chumbo seria extraído da pilha de rejeitos através do processo químico de lixiviação. (BRASIL MINERAL, 2007).

Em 2007 o DNPM informou que a Bolland já detinha autorização para pesquisa de minério de chumbo em quatro áreas de Boquira (JORNAL A TARDE, 2007). Contudo, posteriormente a Bolland desistiu do empreendimento, e a Mineração Cruzeiro Ltda., subsidiária da Metal Data S.A., assumiu os direitos da concessão da Plumbum Mine‐ração e Metalurgia S.A. para iniciar o projeto de reavaliação da mina de Boquira e aproveitamento do rejeito. A empresa planeja inicialmente investir, US$ 18 milhões em pesquisa mineral visando diagnosticar a reserva de chumbo, os subprodutos conhecidos, bem como o minério de ferro que ocorre na área da concessão. O projeto previa também a construção de uma usina siderúrgica em Boquira para verticalizar a produção no Estado da Bahia (SILVA; TEIXEIRA, 2009).

Vale do Ribeira: chumbo contamina solo e habitantes da região

A mineração e a metalurgia realizadas no alto vale do rio Ribeira do Iguape, locali‐zado entre os estados do Paraná e São Paulo, geraram com o passivo ambiental a con‐taminação de rios e solos em diversas áreas da região (CUNHA et al., 2006). Além disso, submeteram a população a problemas de saúde, decorrentes, inclusive, da con‐taminação por arsênio, cuja principal fonte no local é a arsenopirita (SAKUMA et al., 2010).


O vale do Ribeira já foi uma das maiores províncias metalogenéticas de chumbo do Brasil. Há na região um importante reservatório de água doce, além de boa parte da Mata Atlântica remanescente (Figura 6) (LOPES Jr. et al., 2006). Ao longo do século XX, diversas minas de chumbo, zinco e prata foram exploradas no alto vale (CUNHA et al., 2006).

Figura 6 ‐ Vale do rio Ribeira de Iguapé (SP e PR).

Durante os anos de ápice da mineração, a população local experimentou um nível de vida relativamente próspero. Com a exaustão do solo e o fechamento das minas e refinarias, ocorreu uma forte decadência nos índices econômicos e sociais. Hoje, Adrianópolis (PR), assim como outros municípios que tiveram forte atividade mine‐radora no passado, está entre os mais pobres da região (CUNHA et al., 2006). Com a escassez de emprego e as precárias condições de vida, a população de Adrianópolis caiu pela metade. Já a base econômica do município passou a girar em torno do fun‐cionalismo público, da agricultura, da pecuária e do setor de comércio e serviços (IPARDES, s.d. apud DI GIULIO; PEREIRA; FIGUEIREDO, 2008).

Adrianópolis localiza‐se na região metropolitana de Curitiba (MAPA DA INJUSTIÇA AMBIENTAL E SAÚDE NO BRASIL, 2009). Com 1.349,335 km² e 6.376 habitantes (IBGE, 2010), o município foi alvo, por mais de 50 anos, das atividades de extração e refina‐mento de chumbo pela Plumbum do Brasil Ltda (CUNHA et al., 2006), pertencente ao grupo Trevo e que se instalou no bairro Vila Mota, na zona rural do município (DI GIULIO; PEREIRA; FIGUEIREDO, 2008). A Plumbum começou a explorar chumbo e prata no município, em 1954. Devido ao esgotamento das jazidas, a empresa fechou em 1995, deixando grande passivo ambiental. Suas atividades atingiram ainda, por meio da poluição atmosférica e hídrica, outros municípios paranaenses, como Cerro Azul, Bocaiúva do Sul, Doutor Ulysses, Tunas do Paraná e Colombo, e também Apiaí,


Ribeira, Iporanga e Itaóca, no estado de São Paulo (MAPA DA INJUSTIÇA AMBIENTAL E SAÚDE NO BRASIL, 2009).

Durante os 50 anos de funcionamento, a Plumbum, lançou na atmosfera grande quantidade de material particulado rico em chumbo, que se depositou nos solos de áreas próximas. Mesmo depois de uma década do fechamento da usina e das últimas minas de chumbo, o passivo ambiental permanece, bem como o risco de contamina‐ção das populações locais (FIGUEIREDO, 2005 apud DI GIULIO; PEREIRA; FIGUEIREDO, 2008).

Em áreas próximas à refinaria desativada da empresa, o acúmulo de rejeitos do pro‐cesso industrial, depositados durante anos a céu aberto, levou à contaminação do solo por chumbo (CUNHA et al., 2006). Rejeitos da mina de Panelas, outra antiga pro‐priedade da empresa em Adrianópolis, atingiram o rio Ribeira do Iguape, pois ao be‐neficiar o minério (predominantemente galena), a empresa jogava resíduos e efluen‐tes diretamente no leito do rio. Além disso, empilhava o rejeito e a escória do refino junto à sua margem (LOPES Jr. et al., 2006).

Parte dos rejeitos estocados de forma inadequada pela empresa ainda foi utilizada pelos moradores no calçamento das ruas de Vila Mota e de Vila Capelinha, localidades operárias vizinhas à antiga refinaria, em Adrianópolis. Em área próxima a Panelas, constatou‐se grande concentração de chumbo em rejeitos despejados em um local onde crianças costumavam brincar diariamente (LOPES Jr. et al., 2006).

O chumbo pode ser absorvido por ingestão de alimentos e de água ou por inalação de poeira contaminada, forma comum principalmente entre crianças pequenas. A con‐taminação pode gerar diversos efeitos nocivos à saúde, entre os quais: distúrbios irreversíveis no sistema nervoso central, anemia e alterações renais (CUNHA et. al., 2006).

Estudos diagnosticaram a presença elevada de chumbo no sangue de crianças em Adrianópolis e adjacências (CUNHA et. al., 2006; SAKUMA et al., 2010). A pesquisa cole‐tou amostras de sangue de 335 crianças na faixa etária entre sete e 14 anos e de 350 adultos, entre 15 e 70 anos, residentes em Adrianópolis e nos municípios de Cerro Azul, Ribeira e Iporanga. Coletaram‐se, ainda, amostras do solo e da água da região estudada (CUNHA et. al., 2006; LAMMOGLIA et al., 2010).

Exceto pela população da cidade de Cerro Azul, onde não houve atividade minera‐dora, a média aritmética do percentual de chumbo encontrado no sangue dos indiví‐duos analisados foi considerada alta e perigosa para a saúde humana. Os índices re‐gistrados em Ribeira e Iporanga também despertaram preocupação. Entre os adultos, os índices mais altos foram encontrados em ex‐operários da refinaria da Plumbum, residentes em Vila Mota e Vila Capelinha, em Adrianópolis. Entre crianças moradoras das vilas, os valores de chumbo no sangue ficaram acima de 10 gramas por decilitro (g/dL), valor considerado alarmante pelos pesquisadores (CUNHA et. al., 2006; LAMMOGLIA et al., 2010).


Quanto à contaminação por arsênio, pesquisadores do Instituto Adolfo Lutz (São Paulo), Centro de Controle de Intoxicações da Universidade Estadual de Campinas (Campinas‐SP), Instituto de Geociências da Universidade Estadual de Campinas (Campinas‐SP), Centro de Ciências da Saúde da Universidade Estadual de Londrina (Londrina‐PR) e da Companhia de Pesquisas de Recursos Minerais (Rio de Janeiro‐RJ) verificaram a presença da substância em amostras de urina de crianças entre sete e 14 anos das cidades de Cerro Azul, Adrianópolis, Ribeira e Iporanga. De acordo com os resultados, a diferença entre a quantidade de arsênio encontrada no grupo de Cerro Azul, não exposto a atividades minerárias e os demais, que moravam mais pró‐ximos das áreas minerarias foi bem grande (SAKUMA et al., 2010).

A exposição crônica aos compostos de arsênio pode causar vários danos à saúde, como desordens vasculares periféricas, hiperpigmentação, hiperqueratose, além de câncer de pele, bexiga, pulmão, fígado e outros órgãos (SAKUMA et al., 2010).

Vários estudos continuam sendo realizados para tentar dimensionar a amplitude da contaminação por chumbo no alto vale do rio Ribeira do Iguape. O Ministério Público do Paraná vem trabalhando juntamente com uma comissão interinstitucional para discutir e tentar oferecer soluções para os problemas que afligem moradores de Adrianópolis e outros municípios (MP‐PR, 2009).

Em 2011, foi concedida liminar contra a Plumbum, o Departamento Nacional de Pro‐dução Mineral (DNPM), o município de Adrianópolis e a Companhia de Saneamento do Paraná (Sanepar), pela contaminação ambiental e danos à saúde da população da Vila Mota e da Vila Capelinha. Os réus deverão adotar várias medidas para remediar os danos causados ao meio ambiente e oferecer tratamento a todas as pessoas impac‐tadas pelas atividades minerárias na região (PARANÁ. EXTRA.COM.BR., 2011).

Mauá da Serra: mobilização comunitária impede a instalação de recicladora de chumbo

O município de Mauá da Serra, no Paraná, enfrentou grande apreensão frente à pos‐sibilidade da instalação de uma indústria recicladora de chumbo na cidade. Estudio‐sos da região temiam pelo início de sua operação devido às falhas no projeto de pro‐teção ambiental apresentado pela empresa e que foi desconsiderado pelo Instituto Ambiental do Paraná (IAP), órgão responsável pelo licenciamento e fiscalização dos empreendimentos potencialmente impactantes ao meio ambiente (BEM PARANÁ, 2007a MARTONI, 2008a;).

Mauá da Serra é um pequeno município com 8.555 habitantes e 108,325 km2 (IBGE 2010), situado no norte paranaense (Figura 7), e que faz fronteira com Tamarana, Ortigueira, Faxinal e Marilândia do Sul (MAPA DA INJUSTIÇA AMBIENTAL E SAÚDE NO BRASIL, 2009).


Figura 7 ‐ Localização geográfica de Mauá da Serra‐ PR. Google (2012).

A empresa responsável pela recicladora era a Metalúrgica CPG Ltda, que pretendia se instalar na Serra do Cadeado, no divisor das sub‐bacias do rio Preto e rio do Meio, afluentes do rio Tibagi, utilizado como manancial de abastecimento público de água. A localização no divisor dessas sub‐bacias foi constatada em vistoria feita por técni‐cos ambientais do Centro de Apoio ao Meio Ambiente (Caopma), órgão do Ministério Público do Paraná (MP‐PR) (BEM PARANÁ, 2007b).

Em 2007, a empresa tinha licença prévia ‐ que autoriza o local de construção ‐ e li‐cença de instalação ‐ que permite a realização das obras ‐, mas ainda aguardava a de operação, que havia sido suspensa quando a população se insurgiu contra o empre‐endimento (MARTONI, 2008a). No local, já haviam sido construídos um amplo barra‐cão, lagoas para despejos de efluentes industriais e toda a base para instalação de caldeiras, fornos entre outros equipamentos (BORGES, 2007).

Segundo o relatório encomendado pelo Instituto Ambiental do Paraná (IAP) aos es‐pecialistas da Universidade Estadual do Centro‐Oeste (Unicentro), a empresa tinha cumprido todos os seus deveres e obrigações, dentro de suas possibilidades econô‐micas e também as exigências legais. Porém, o diretor da Associação Nacional de De‐fesa do Consumidor e Cidadania (Andec), Fernando Monteiro, questionava a capa‐cidade econômica da empresa de arcar com as medidas de seguranças necessárias, que têm um custo milionário, incompatível com seu capital social, que segundo do‐cumentos emitidos pela Junta Comercial é de R$ 100 mil. Segundo ele, mesmo com todo aparato tecnológico de filtros, a empresa não daria conta de conter o espalha‐mento do material (MARTONI, 2008a).


Segundo informações dos técnicos da CAOPMA (Centro de Apoio às Promotorias do Meio Ambiente), que fizeram a vistoria no local, em 2007, efluentes líquidos seriam gerados pela atividade de reciclagem de baterias automotivas. Também seriam lan‐çados gases com chumbo para a atmosfera, pois o reaproveitamento do chumbo uti‐lizaria fornos para derreter o metal pesado (BEM PARANÁ, 2007b).

Ainda, de acordo com o consultor para assuntos ambientais e professor da Universi‐dade Estadual de Londrina (UEL), Ewerton de Oliveira, a instalação da indústria pre‐judicaria mananciais do rio Tibagi, contaminando uma das principais fontes de abas‐tecimento da região. Apesar do relatório do consultor apontar como inapropriada a instalação da recicladora na cidade, o presidente do IAP, Vitor Hugo Burko, afirmava não haver respaldo científico para o estudo (MARTONI, 2008a).

O chumbo das baterias é considerado resíduo perigoso pela legislação nacional e in‐ternacional (BEM PARANÁ, 2007b). Uma das principais fontes de contaminação pelo chumbo está no descarte inadequado de baterias automotivas usadas. Neste caso, as recicladoras têm um importante papel na destinação destas peças, pois impedem que as carcaças sejam enviadas aos aterros sanitários. Contudo, pode se tornar uma ati‐vidade de risco quando não avaliado os aspectos técnicos do empreendimento (BEM PARANÁ, 2007a).

As recicladoras, se não forem gerenciadas corretamente, podem ocasionar problemas como o lançamento de água proveniente das baterias em rios; a liberação de vapores com chumbo na atmosfera (que posteriormente podem contaminar o solo) e a dispo‐sição inadequada de restos de chumbo diretamente no solo (BEM PARANÁ, 2007b).

O chumbo é um metal pesado altamente tóxico, que se acumula na corrente sanguí‐nea e pode provocar anorexia, vômitos, convulsão, dano cerebral permanente, lesão renal, perda de peso, anemia, deficiência de sistema nervoso, manifestações gastroin‐testinais, alterações neurológicas, cólicas, (MAPA DA INJUSTIÇA AMBIENTAL E SAÚDE NO BRASIL, 2009) e saturnismo (BEM PARANÁ, 2007a).

Devido ao seu alto potencial de contaminação, o chumbo não pode ser manipulado em zona estritamente rural e com mananciais de água (BEM PARANÁ, 2007b). Para o Ministério Público do Paraná, o risco de contaminação seria iminente na região onde se pretendia construir a recicladora de chumbo em Mauá da Serra, pois os moradores vizinhos têm seu abastecimento de água feito por meio de poços artesianos. Além desse fato, a fábrica ficaria próxima de lavouras de milho, feijão e assentamentos do Instituto Nacional de Colonização e Reforma Agrária (Incra), gerando o temor quanto à contaminação da criação de bovinos e ovinos, e das hortaliças (BEM PARANÁ, 2007b). Próxima à fábrica também há uma reserva indígena e diversos empreendi‐mentos de ecoturismo que poderiam ser prejudicados pela atividade da recicladora (MARTONI, 2008a).

Entre março e setembro de 2007, a população de Mauá da Serra e entidades que atuam na defesa da região realizaram diversas manifestações e atos contrários à ins‐


talação da usina de reciclagem de chumbo na localidade. No dia 27 de março de 2007, moradores da localidade fecharam a BR‐376 por uma hora, para protestar contra essa situação (MAPA DA INJUSTIÇA AMBIENTAL E SAÚDE NO BRASIL, 2009).

Ainda temendo o risco de contaminação do solo, do ar e principalmente dos rios da região, os índios Caingangues que vivem na reserva Apucaraninha, em Tamarana (PR), invadiram a área na qual a indústria recicladora de chumbo havia instalado um galpão, e passaram três dias acampados em setembro daquele ano. Com isso, conse‐guiram fazer com que os proprietários se comprometessem formalmente, por meio de documento registrado em cartório, a abandonar o local e a não construir a usina. Pelo termo firmado entre as duas partes, os proprietários se comprometiam a retirar todas as instalações do que seria a usina até o dia 30 de janeiro de 2008 (BORGES, 2007; MARTONI, 2008b).

Ainda por conta da polêmica causada na região, no mesmo ano, o Ministério Público (MP) de Marilândia do Sul (norte do Paraná) obteve liminar, requerida em ação civil pública ambiental, para paralisar a implantação da indústria de reciclagem de bate‐rias automotivas e sucata de chumbo na Serra do Cadeado em Mauá da Serra (FOLHA DE LONDRINA, 2007).

Neste mesmo período, o secretário do Meio Ambiente e Recursos Hídricos do Paraná, Rasca Rodrigues, suspendeu o licenciamento ambiental de novos empreendimentos relacionados à manipulação de chumbo e seus derivados, até que obtivesse maior conhecimento sobre dados técnicos, científicos e administrativos sobre as baterias descartadas em todo o Estado do Paraná. Entre os empreendimentos estavam as re‐cicladoras de baterias de veículos que trabalham com a refundição do chumbo encon‐trado nestes produtos (BEM PARANÁ, 2007a). No Estado do Paraná, 25 recicladoras têm autorização de funcionamento e passavam por inspeções periódicas (MARTONI, 2008a).

A decisão de suspender os licenciamentos foi tomada depois que o presidente do IAP encaminhou um ofício ao secretário do Meio Ambiente e Recursos Hídricos solici‐tando a criação de um Grupo de Trabalho para discutir a sustentabilidade social, am‐biental e de saúde pública das atividades que utilizam chumbo. Este grupo forneceria um parecer técnico incluindo proposta de regulamentação para a continuidade ou não destes empreendimentos no Paraná (BEM PARANÁ, 2007a).

Posteriormente, uma decisão judicial impediu a recicladora de entrar em operação e a prefeitura de Mauá da Serra cancelou o alvará que permitia a instalação. Na ocasião, o IAP informou que, após a revogação municipal, houve suspensão automática da licença prévia de operação, dada em 2007 (MARTONI, 2008b).

Atualmente, ainda são encontradas fábricas de liga e reciclagem de chumbo em ope‐ração no estado. Os problemas decorrentes da falta de infraestrutura dessas fábricas levaram a Secretaria Estadual de Saúde do Paraná a elaborar e implantar o projeto de controle da exposição ao chumbo. Neste projeto ficaram evidentes os sérios proble‐


mas da falta de segurança ambiental e do trabalhador por conta de equipamentos precários, armazenamento inadequado da produção e descuido no descarte da escó‐ria (CENTRO ESTADUAL DE SAÚDE DO TRABALHADOR, 2011).

Contudo, os diversos problemas advindos da contaminação por chumbo não são res‐tritos ao Estado do Paraná e podem ser vistos em diversos lugares do Brasil e do mundo, a exemplo do que aconteceu em Bauru (SP), em 2007, quando fecharam uma fábrica de baterias por irregularidades ambientais e logo apareceram os primeiros intoxicados: 860 crianças (MARTONI, 2008a).

Em outros países também têm sido registrados casos de contaminação, como na China, onde mais de 1000 crianças foram contaminadas pelo metal pesado em 2009, por conta da maior fundição de chumbo do país. O fato levou à remoção de 15 mil pessoas do local (BBC BRASIL, 2009). No ano seguinte, na Nigéria, 163 pessoas, a maioria crianças, foram envenenadas por chumbo (BBC BRASIL, 2010).

As crianças são as maiores vítimas dos casos de contaminação por chumbo porque têm organismo mais propenso à absorção do metal e assimilam maior quantidade por quilo que os adultos, já que pesam menos. Elas também colocam objetos na boca com frequência, levando sujeiras do solo, que pode estar contaminado, para seus or‐ganismos (MARTONI, 2008a).

O desfecho atípico do caso de Mauá da Serra se deve à participação da comunidade, que pode contar também com a força da mobilização de grupos e entidades da socie‐dade civil organizada e com o apoio dos Ministérios Públicos, federal e estaduais (MAPA DA INJUSTIÇA AMBIENTAL E SAÚDE NO BRASIL, 2009).

Considerações finais

Os quatro estudos de caso apresentados demonstram a ligação direta entre a ativi‐dade de minerometalurgia e a qualidade de vida da população local. A ausência de responsabilidade social por parte de atividades econômicas pretéritas não deve ser repetida pelas atuais administrações das grandes, médias e pequenas mineradoras. É exigida uma governança sustentável por parte dos municípios, estados e União.

Os impactos negativos resultantes do fechamento de empreendimento mineral e da falta de destino para os seus resíduos podem se configurar em sérios problemas de saúde para os ex‐trabalhadores e para a comunidade local, além dos problemas so‐cioeconômicos decorrentes do desemprego e forte redução da atividade econômica. Doenças no sistema nervoso central e nos ossos devido a inalação e/ou ingestão de chumbo são observados em todos os estudos de caso relatados nesse capítulo, de‐monstrando a seriedade com que deve ser tratada a questão do descarte dos resíduos da mineração.


Não obstante, o meio ambiente também é impactado negativamente com a disposição inadequada de restos de chumbo diretamente no solo que acaba por levar à contami‐nação da água e do ar.

Ações judiciais realizadas nos municípios com passivos da atividade mineral demons‐tram que a responsabilidade de tais impactos é passada para a empresa, para os ór‐gãos responsáveis pela emissão da licença (DNPM) e até para o próprio município, como é o caso de Adrianópolis (PR). Os réus devem adotar várias medidas para re‐mediar os danos causados ao meio ambiente e oferecer tratamento a todas as pes‐soas impactadas pela mineração.

Existe ainda um grande passivo ambiental de minerações paralisadas por todo o país, sendo necessário que exista um inventário sobre tais situações, além de uma regula‐mentação sobre as garantias de recursos financeiros para o encerramento da ativi‐dade de mineração, sejam cauções, fianças, fundos e outros mecanismos. Também é necessário pesquisar a eficácia de iniciativas e programas de responsabilidade social das empresas e analisar os impactos socioeconômicos a longo prazo para retroali‐mentar futuras avaliações de impacto. Nesses casos, as ONGs, instituições de pes‐quisa e universidades desempenham importante papel para relatar os incômodos causados pela atividade de mineração à sociedade.

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Introdução e problemática

Os anos mais recentes têm testemunhado, em vários países desenvolvidos e em desenvolvimento, um interesse claro dos investidores pelos setores ligados à exploração de recursos naturais, com destaque para a mineração e para a exploração de recursos energéticos fósseis.

Na realidade, países como o Brasil, Moçambique ou Austrália, para citar apenas alguns casos, têm realizado esforços significativos para introduzir na legislação regras condicionantes da atuação dos investidores, nacionais e estrangeiros, que fazem depender a autorização da exploração dos recursos (em particular da mineração) ao cumprimento de um conjunto de requisitos, que podem passar por pagamentos financeiros, apoio à população, construção de infraestruturas ou preocupações ambientais.

No entanto, apesar dos esforços, a análise da situação internacional permite concluir que o cumprimento desses critérios de responsabilidade social empresarial não é feito de forma muito afirmativa, verificando‐se mesmo a existência de elevados passivos (econômicos, sociais, ambientais) durante o período de permanência das empresas ou depois do abandono das atividades. Por outro lado, tentamos também demonstrar que os governos dos países de acolhimento não estão totalmente isentos de responsabilidade, pois, na disputa pelo investimento, põem muitas vezes em prática políticas públicas competitivas na captação daqueles capitais, e cuja competitividade decorre, muitas vezes, na flexibilização e minoração dos critérios de proteção econômica, social ou ambiental.

Neste contexto, a estrutura do artigo centra‐se na análise das Políticas Públicas de Atração de Investimento em setores de exploração de recursos minerais, elaborando em seguida sobre os modelos de governação e o conceito de Responsabilidade Social Empresarial (RSE) no setor da mineração. Introduzimos como paradigma da necessidade de articulação da RSE com a capacidade institucional e de governança

1 Professora Associada do ISCSP – Instituto Superior de Ciências Sociais e Políticas, da Universidade Técnica de Lisboa, Portugal.

2 Tecnologista Senior do CETEM/MCTI.

CCaarrllaa GGuuaappoo CCoossttaa ee FFrraanncciissccoo RReeggoo CChhaavveess FFeerrnnaannddeess 4433

dos países receptores do investimento, o caso da Metaleurop Nord, famoso pelos efeitos de contaminação por chumbo que gerou no noroeste da França e também pelas políticas de remediação que foram aplicadas para resolver ou, pelo menos, minorar o problema. No âmbito do Projeto Santo Amaro, o caso da Metaleurop Nord assume uma importância acrescida, por se tratar do mesmo grupo empresarial que detinha a usina de mineração na cidade de Santo Amaro, a Plumbum.

A globalização e os fluxos internacionais de capital

A internacionalização das economias, que tradicionalmente se caracterizava fundamentalmente pelos fluxos de comércio externo, traduz‐se atualmente numa intensificação dos movimentos internacionais de fluxos de capitais, constituindo, estes últimos, um instrumento prioritário dessa internacionalização. Efetivamente, os fluxos de capitais que circulam, sem restrições, entre as várias regiões do globo, constituem, neste momento, os mais importantes sinais do processo de globalização. Desde meados da década de 1980, esses fluxos registram um crescimento muito superior aos fluxos de comércio internacional, e, em escala ainda maior, da produção mundial realizada (COSTA, 2005).

Neste âmbito, é interessante destacar a importância da atuação das Empresas Transnacionais (ETN), que, sob várias perspectivas, acabam por ser os principais agentes da globalização, sendo, igualmente, as maiores beneficiárias (COHN, 2008). Na verdade, as ETN, que, pela importância assumida na economia internacional, transformaram‐se em veículos de (des)articulação das relações econômicas internacionais, exercendo grande influência sobre os estados emissores e receptores, nomeadamente no que respeita à conceção e implementação de políticas públicas favoráveis à sua atuação, levando à redefinição das relações tradicionais entre estados e empresas e à emergência de uma nova diplomacia econômica (CARRIÈRE, 1998). Entre os fatores que terão exercido maior influência no aumento do Investimento Direto Estrangeiro (IDE) mundial destacam‐se, nomeadamente a partir dos anos de 1980, a re‐emergência da ortodoxia neoliberal, que concede uma maior liberdade de ação às ETN para expandir as suas atividades, no contexto de uma maior desregulamentação da atividade econômica, dos processos de privatizações e da abolição das restrições à circulação dos fluxos de capital (COSTA, 2009).

Como podemos verificar pela análise da Figura 1, a volatilidade dos fluxos de IDE constitui uma característica predominante na evolução dos mesmos. Verifica‐se uma tendência para acompanhamento intenso do ciclo econômico, crescendo fortemente em anos de crescimento econômico generalizado, e abrandando em períodos de desaceleração. Em 2011, último ano para o qual existem dados disponíveis, verificou‐se um aumento de 16% em 2010, refletindo a existência de lucros mais elevados por parte das empresas transnacionais, e o maior crescimento econômico por parte das economias em desenvolvimento (UNCTAD, 2012). No caso das economias em desenvolvimento e em processo de transição, que registraram um aumento de 12%,

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ocorreu um aumento dos projetos envolvendo investimentos de raíz (greenfield investments), enquanto as economias desenvolvidas (com um aumento de mais de 20% em 2010) testemunharam a expansão de movimentos de fusão e aquisição transfronteiriços.

Fonte: UNCTAD, 2012.

Figura 1 – Investimentos Diretos Estrangeiros (IDE) mundial, entre 1995 e 2011, mil milhões de dólares.

Quando analisamos o protagonismo de países e regiões, para além do grupo das economias desenvolvidas, que absorve cerca de 70% dos fluxos mundiais de IDE, evidenciam‐se alguns países pertencentes ao grupo dos emergentes, como sendo dos principais receptores de IDE a nível global (UNCTAD, 2012). Os casos da China e do Brasil são os mais significativos, tendo recebido, respetivamente, 15,5% e 4,5% do total (31% dos fluxos de IDE na região da América Latina e Caraíbas), o que os torna líderes incontestados das respectivas regiões.

Fonte: Ernst & Young, 2012

Figura 2 ‐ Investimentos Diretos Estrangeiros (IDE) no Brasil, uma evolução sustentada nos últimos anos.


De acordo com dados da consultora internacional Ernst and Young, registrou‐se um aumento do número de projetos de IDE em 39% em 2010, acompanhando o crescimento do valor dos fluxos de IDE. Este aumento deve‐se, fundamentalmente, ao reforço das condições de atração da economia brasileira, como o dinamismo da procura interna (alimentada pelo reforço da classe média), o anúncio de grandes eventos internacionais que necessitam de fortes investimentos em infraestruturas físicas (Copa do Mundo da FIFA de 2014 e os Jogos Olímpicos de 2016) e enormes reservas inexploradas de recursos naturais. Uma componente fundamental para a atração de IDE reside nas políticas públicas desenvolvidas pelo governo brasileiro de estímulo aos investimentos estrangeiros, de onde se destacam os incentivos fiscais centrados na produção e conteúdos locais, a simplificação de procedimentos de licenciamento e da estrutura regulatória, crédito subsidiado e acesso facilitado ao financiamento.

Fonte: UNCTAD, 2012.

Figura 3 ‐ Distribuição sectorial do Investimentos Diretos Estrangeiros (IDE) em 2011.

A distribuição setorial do IDE, em 2011, também revela dados interessantes para o nosso trabalho. Assim, o setor primário, que engloba as atividades de mineração, extração de pedras naturais e de petróleo, foi aquele que registrou maior taxa de crescimento em 2010, 46% de acréscimo dos fluxos de capital estrangeiro, tendo estas atividades registrado um aumento de 51%, o que traduz, claramente, o interesse dos investidores na exploração deste tipo de recursos, e o potencial de crescimento do setor, que representa, atualmente, 14% do total das preferências dos investidores (UNCTAD, 2012).


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Em termos de vantagens comparativas, o Brasil detém uma das maiores concentrações mundiais de minerais, que origina a sexta maior produção mineral do mundo, detendo posições de liderança na produção de várias commodities: é o maior produtor mundial de nióbio; o segundo maior produtor de minério de ferro e tantalita; o terceiro maior produtor de bauxita; e o quinto maior produtor de cobre, estanho e caulim. O setor mineral contribui para 4,2% do PIB e 20% do total das exportações brasileiras, gerando um milhão de empregos diretos, o equivalente a 8% dos empregos da indústria (PNM, 2011). O país destaca‐se internacionalmente como produtor de nióbio, minério de ferro, bauxita, manganês e vários outros bens minerais. Apesar de o setor brasileiro de mineração ter sido afetado pela crise financeira de 2008, as companhias vêm aumentando seu investimento desde então. De acordo com o relatório da Ernst & Young, o setor de mineração e metais do Brasil foi responsável pela captação de 35 projetos de IDE em 2011, ou seja 7% do total de projetos financiados por capital estrangeiro no país.

Concentradas nas regiões sudeste e sul do país, as empresas que exploram os recursos minerais em território brasileiro englobam ETN de capitais maioritariamente estrangeiros (britânicos, australianos, canadenses), mas também existem grandes players de origem nacional, como a Vale do Rio Doce, Grupo Camargo Corrêa, Gerdau, Grupo Votorantim, entre outros.

Embora apresente perspectivas muito otimistas de crescimento, o setor de recursos minerais brasileiro apresenta alguns riscos significativos, como a excessiva dependência da exportação de commodities, como o comércio com a China, com todos os custos da volatilidade habitualmente associada a esses mercados, assim como a falta de infraestruturas físicas e humanas e a complexidade do enquadramento regulatório podem atuar como fatores desestimulantes do investimento estrangeiro. Apesar disso, o governo pôs em marcha um ambicioso Plano de Mineração até 2030, que prevê investimentos muito significativos e a triplicação da produção nacional de ouro, ferro e cobre até ao ano referido, assim como a dinamização da exploração mineral na Amazônia, criando condições para a facilitação das trocas através da im‐plementação de uma zona de comércio livre. (PNM, 2011).

Este Plano Nacional de Mineração – 2030 deverá servir como referência para definir o planejamento estratégico do setor mineral brasileiro nos próximos 20 anos, no contexto das políticas ambientais e industriais, com o objetivo comum de promover o desenvolvimento sustentável do Brasil (PNM, 2011). O Plano centra‐se em três vetores fundamentais:

• uma governação pública eficaz, para promover o uso dos bens minerais extraídos no país, no interesse nacional, incluindo a consolidação do novo marco regulatório do setor mineral, com a criação do Conselho Nacional de Política Mineral, mudanças no modelo de concessão, a criação da Agência Nacional de Mineração, e a revisão da política para a Compensação Financeira pela Exploração de Recursos Minerais (os royalties da mineração);


• agregação de valor e adensamento de conhecimento em todas as etapas da cadeia produtiva mineral, desde a geologia até a mineração e a transformação mineral, pelo estímulo à expansão de cadeias produtivas minerais no país, melhorando o rendimento, o emprego e a inovação tecnológica.

• assumir a sustentabilidade como premissa fundamental, pela manutenção da qualidade ambiental do território, citadas na Agenda 21.

Políticas públicas de atração de IDE: concorrência aguerrida e pouco transparente

Nos últimos anos, no contexto da globalização financeira e do apogeu do capitalismo liberal, o investimento privado, nacional e, principalmente, estrangeiro, é visto como fator de dinamização do crescimento econômico, devido aos efeitos, potencialmente positivos e dinamizadores sobre o conjunto da economia, a saber: transferência de tecnologia, criação de emprego, desenvolvimento de infraestruturas físicas e humanas, melhoria da produtividade dos fatores de produção e reformulação do perfil das exportações, melhorando o conteúdo em termos de valor acrescentado, e permitindo um ganho global nos termos de troca, principalmente para as economias menos desenvolvidas.

Mas grande parte dos países concebeu e implementou políticas de atração do IDE, nem sempre coincidentes com as necessidades das economias domésticas, tendo a concorrência entre os países em desenvolvimento e economias emergentes para captação dos fluxos de capital levado à definição de políticas permissivas, e mesmo predatórias, que, em muitos casos, tiveram uma influência nefasta sobre as economias de acolhimento (FORSTATER et al, 2010).

Para além das políticas comerciais, os países em desenvolvimento oferecem uma grande variedade de apoios às empresas estrangeiras, tais como incentivos fiscais, isenção ou redução de direitos sobre as importações de componentes ou promoção de exportações.

No entanto, não há uma evidência conclusiva de que estes incentivos tenham importância na decisão de investimento das empresas estrangeiras.

Os países em desenvolvimento podem ser compelidos a oferecer tais incentivos devido à concorrência, já que se nenhum país oferecer tais incentivos, a decisão de IDE será baseada na dotação de recursos de cada país e nas condições mais eficientes que eles proporcionam (COSTA, 2005).

O Brasil não constitui exceção a esta tendência, já que é consensual entre vários autores registrar que o protecionismo constitui um dos elementos mais marcantes da economia brasileira desde o início dos anos 1930, até à liberalização da atividade econômica, que marcou a década de 1990 (COSTA, 2005).


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Um outro poderoso fator de atração do IDE é, naturalmente, a disponibilidade de recursos naturais, energéticos e afins. Os dados disponíveis apontam para a concentração dos fluxos de IDE num sentido norte‐sul, ou seja, os países de origem eram as grandes potências europeias, os EUA, Canadá e Japão, enquanto os de acolhimento se situavam na Ásia, África e América Latina, evidenciando um fraco nível de desenvolvimento econômico. Este tipo de IDE centrava‐se em indústrias que tiravam partido da exploração dos recursos naturais.

A importância decrescente dos recursos naturais nos anos que se seguiram à II Guerra Mundial, assim como a emergência de novos países independentes abundantemente dotados de recursos naturais e pouco receptivos ao IDE, levaram a um declínio no tipo de IDE que se deslocalizava em busca de recursos naturais (UNCTAD, 1999), que, no entanto, tem vindo a registrar um notável crescimento nos anos mais recentes.

A capacidade institucional e a qualidade da governação

Um dos principais objetivos da Conferência das Nações Unidas sobre Ambiente e Desenvolvimento, que teve lugar no Rio de Janeiro, em 1992, foi o de estabelecer um conjunto de princípios comuns e compromissos entre os vários países para definir e implementar processos de desenvolvimento sustentável por todo o globo. Esta conferência deu origem à famosa Agenda 21, que apelava a uma cooperação reforçada entre países desenvolvidos e em desenvolvimento naquele domínio específico, dados os custos da sustentabilidade ambiental e social, e reconhecendo a necessidade do envolvimento de vários atores, para além dos estados nacionais, como os atores não governamentais, associações profissionais e entidades acadêmicas e científicas.

Como referem Freitas et al (2001), esta participação em rede confere à questão da sustentabilidade uma dimensão não só de governabilidade, mas também de capacidade de governação, ao nível nacional e internacional, para o aumento de uma responsabilidade coletiva.

No caso dos países em desenvolvimento, a situação torna‐se ainda mais complexa, já que, de acordo com Freitas et al (2001), estes países defrontam‐se com dois tipos de vulnerabilidades: a maior parte das regras e especificidades técnicas e científicas relativas à sustentabilidade são definidas no contexto dos países mais desenvolvidos, existem muitas dificuldades por parte dos países em desenvolvimento de conseguir congregar os recursos técnicos, econômicos e humanos para avaliar as situações de risco e implementar medidas corretivas.

Não só as populações são mais vulneráveis aos danos ambientais, até pela sua fraca formação e exclusão social, mas as próprias instituições públicas revelam uma fragilidade acrescida, dadas as deficiências estruturais em temos de definição e


implementação de políticas públicas, processos de tomada de decisão e disponibilidade de meios para detectar e prevenir situações de risco.

A falta de legislação adequada, o desequilíbrio de forças entre os intervenientes no processo (governos locais e instituições públicas versus grandes empresas e interesses instalados) e o desconhecimento das populações afetadas gera uma assimetria de informação muito grande, que lesa principalmente os mais vulneráveis.

O caso do Brasil não constitui exceção, combinando a vulnerabilidade institucional e a complexidade no processo de tomada de decisão com a escassez de meios técnicos e humanos disponíveis, tornando as populações, em risco de exclusão social, mais expostas a riscos em termos de saúde pública e degradação ambiental, em presença de práticas empresariais (nomeadamente na exploração dos recursos naturais) menos responsáveis (FREITAS et al, 2001).

A doença holandesa ou a maldição dos recursos naturais

O setor da exploração de recursos naturais (com destaque para a mineração) não constitui exceção a este tipo de comportamento, aumentando o potencial de ocorrência da ‘doença holandesa’, com todos os vícios que a mesma acarreta, como sejam o desvio de recursos, corrupção e conflitos, a volatilidade econômica, o reforço da especialização primária do aparelho produtivo, os impactos locais prejudiciais e as políticas públicas de fraca qualidade (CORDEN, 1984).

Na verdade, os recursos naturais e a riqueza mineral podem constituir um poderoso catalisador do processo de desenvolvimento, agregando investimento, emprego e receita para o estado receptor. No entanto, muitos países dotados de recursos naturais abundantes não têm conseguido sair das armadilhas do subdesenvolvimento, da má gestão política e da corrupção instalada, pelo que, em muitos casos, a descoberta de petróleo ou de recursos minerais não levou à prosperidade sustentável, mas antes ao conflito político e à ruptura econômica (FORSTATER et al, 2010).

Tal fato ficou conhecido na literatura como a denominada ‘maldição da abundância’ ou a praga dos recursos naturais, mais conhecida pela ‘doença holandesa’, traduzindo o fato de países ricos em recursos naturais terem sido incapazes de utilizar essa riqueza para melhorar a situação econômica doméstica.

Os principais fatores disruptivos são a possibilidade de corrupção e peculato, já que os fluxos monetários provenientes da exploração dos recursos naturais podem ser facilmente apropriados para uso indevido e fraudulento, de uma forma mais fácil do que os ganhos derivados do comércio internacional; a volatilidade econômica, já que uma dependência excessiva das receitas de exportação centradas nos recursos naturais e em commodities deixa as economias muito vulneráveis à evolução do ciclo económico, dificultando a definição de politicas econômicas mais sustentadas e induzindo à deterioração do clima de negocios.


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O afluxo de grandes quantidades de dinheiro pode levar a uma apreciação da moeda, o que torna menos rentável a exportação de produtos agrícolas e de bens manufaturados, levando a uma excessiva especialização exportadora no setor dos recursos minerais, o que, a longo prazo, compromete a sustentabilidade do próprio processo de desenvolvimento, num fenômeno que vários autores denominam de especialização reversa (BRESSER‐PEREIRA, 2008).

Um outro problema tem a ver com a fraca qualidade das políticas públicas, já que muitos países com abundância de recursos naturais são muitas vezes afetados por deficientes estruturas institucionais. A aparente facilidade de arrecadação proveniente da exploração dos recursos naturais leva muitas vezes os governos a menosprezar outros setores de atividade, a negligenciar as obrigações e os contratos sociais que devem existir entre as empresas e os seus trabalhadores.

Finalmente, a exploração de recursos naturais pode ter impactos muito negativos sobre a economia local, originando a desestruturação de setores da economia doméstica, e agravando as condições socio‐econômicas da população. No caso brasileiro, vários autores têm alertado para os riscos da excessiva concentração do minério de ferro na pauta de exportações de bens minerais, destinadas, na sua maior parte a um único comprador, a China. De acordo com o PNM, em 1990, a China importava 2% do minério de ferro brasileiro e esta substância representava 5% nas exportações totais brasileiras. Duas décadas depois, em 2009, esses percentuais passaram para 59% e 9%, respetivamente (PNM; 2011), configurando, potencialmente, um risco de “especialização reversa” da pauta de exportações: de acordo com dados do IPEA (2009), em 2000, 42% dos bens exportados estavam classificados como commodities e bens energéticos, enquanto os bens de média e alta intensidade tecnológica correspondiam a 36% das exportações. Em 2008, essas percentagens passaram para 56% e 27%, respetivamente (PNM, 2011).

Em síntese, é uma condição imprescindível para prevenir ou minimizar os efeitos da ‘doença holandesa’ que exista uma forte capacidade de governação e uma arquitetura institucional robusta, para que os desafios do desenvolvimento coletivo se sobreponham aos interesses particulares ou de grupos de interesse. Infelizmente, não é o que acontece na maior parte dos casos, sendo a qualidade da governação bastante débil.

Nos anos mais recentes, tem emergido um consenso internacional sobre o conjunto de medidas a serem empreendidas de modo que a exploração dos recursos naturais possa, efetivamente, contribuir para o desenvolvimento sustentável.

Por um lado, por em prática um conjunto de medidas de salvaguarda social e ambiental, de modo a reduzir os impactos sociais mais negativos (deslocalização das populações, perda de emprego, fraca ligação com a atividade local), mitigar os danos ambientais e lutar contra a corrupção.


Os recursos naturais são, por definição, localmente esgotáveis, pelo que o grande desafio em termos de políticas públicas será o de criar condições para desenvolver uma economia local sustentável, que sobreviva à insustentabilidade dos recursos naturais, em termos de criação de emprego, de envolvimento dos parceiros locais, da criação de infraestruturas e da criação de capacidade institucional e governativa, aproveitando as receitas da exploração dos recursos naturais para financiar esses objetivos (Figura 4).

Figura 4 ‐ Desafios à (in)sustentabilidade dos recursos naturais

O conceito de Responsabilidade Social Empresarial (RSE)

É um conceito recente, que começa a assumir uma maior importância nos anos 1990, com o aumento do protagonismo das empresas transnacionais na economia global, e nos países de acolhimento em particular. Está intimamente ligado ao processo de globalização, e às suas consequências negativas, do ponto de vista social: decorre da concorrência desenfreada dos países pela captação de capitais externos, e pela dificuldade em responsabilizar as ETN, cada vez mais globalizadas, pelas suas ações concretas num determinado país. Em vários países, a emergência de preocupações com a sustentabilidade ambiental e social leva à necessidade de equacionar uma ação conjunta entre ETN, governos e organizações internacionais, no sentido de definir ações que promovam a RSE, numa dinâmica de rede e interação entre os vários agentes.

São necessárias formas alternativas de regulação, que não passem somente pela atuação dos governos, mas envolvam também as próprias ETN, monitorizadas pela sociedade civil. Como refere Fernandes (2006), a responsabilidade social é um conceito amplo, porque diz respeito à empresa se empenhar na construção de uma sociedade mais justa e ambientalmente sustentável, incluindo questões relacionadas


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a direitos humanos, trabalho, relações com a comunidade e a sociedade e relações entre fornecedores, fornecedores de seus fornecedores e consumidores

Embora a RSE tenha emergido diferenciada em vários países, incorporando elementos da cultura de negócios local, é possível detectar um padrão de evolução mais ou menos comum em vários países. A primeira geração de práticas de RSE é geralmente caracterizada por um conjunto de práticas adhoc, de resposta a questões ambientais e a ameaças sobre o desenvolvimento do negócio. A segunda geração já testemunha o empenho das várias empresas a introduzir uma abordagem mais profissionalizante, definindo compromissos e objetivos, e reportando o impacto dos mesmos sobre a respectiva performance. A terceira geração pressupõe que as empresas definam as suas estratégias negociais no contexto do desenvolvimento sustentável, o que implica contribuírem ativamente para criar impactos positivos sobre as condições de vida dos habitantes locais e sobre o ambiente.

Entre os fatores determinantes para a construção da RSE, destacamos a rápida globalização da economia, com efeitos na sociedade, ambiente e estratégias empresariais; o declínio da influência estatal na esfera pública, ascensão do neoliberalismo nos anos 1980 e a consequente transposição do poder governativo para a sociedade civil. A formulação da business ethics (acadêmicos, policymakers, ETN): a própria ETN reconhece os ganhos que terá, para a imagem pública, da definição de uma politica de RSE.

Na verdade, não existe uma definição global, mas um tema comum: preencher um conjunto de requisitos legais e expectativas ampliadas dos stakeholders, de modo a contribuir para uma sociedade mais equitativa e harmoniosa, através de ações no local de trabalho, nos mercados, na comunidade e através de políticas públicas e de parcerias entre os vários membros da sociedade civil. Como refere Fernandes (2006), existe uma relativa contradição, entre a atuação do empresariado que na média já incorporou bem razoavelmente o ambiental e utiliza o desenvolvimento sustentável como uma palavra chave incluída em todos os seus textos das estratégias empresariais, mas que em relação ao social, na média, só aceita pouco mais do que um mínimo no que se refere a todas as suas obrigações legais.

Entre os vários contribuintes para a definição, destacamos a posição oficial do governo chinês, que enfatiza a responsabilidade das empresas perante a sociedade civil e o ambiente, considerando que as empresas, ao mesmo tempo que desempenham a sua função principal de criar valor, têm de prestar contas aos acionistas, trabalhadores, consumidores, fornecedores, a comunidade no seu conjunto e os stakeholders, em geral, assim como proteger o ambiente.

Como verificamos, a RSE é encarada, do ponto de vista do discurso oficial, numa posição holística, integrada. Por seu turno, o governo britânico procura conjugar interesses competitivos e interesse social, em busca do desenvolvimento sustentável. Tal concepção prevê que as empresas desenvolvam práticas de RSE que implicam em


uma atuação voluntária, para além dos critérios mínimos legais, no respeito pelos interesses competitivos e pela sociedade no seu conjunto. Finalmente, o Banco Mundial percebe a RSE como uma convergência de interesses de todos os intervenientes sociais, de modo a melhorar o contexto de atuação dos agentes econômicos empresariais e da qualidade de vida da comunidade.

No caso do Brasil, como refere Kirshner (2009), a par de situações que relatam uma ausência de efetiva RSE, existem casos de empresas que desenvolvem uma atuação virada para a comunidade, assumindo responsabilidades que se estendem para além das suas atividades habituais. A título de exemplo, relatamos o caso da ETN Alcoa e o projeto Viva a vida, em que a empresa ajuda a construir um conjunto de pilares de atuação social, promovendo iniciativas nos domínios da saúde, segurança, alimentação e cultura da comunidade, agindo através da mudança de hábitos dos próprios habitantes locais. A Unilever e o projeto Mais vida, que desenvolveu várias intervenções no município de Araçoiaba (Recife, PE), caracterizado por uma profunda pobreza e depauperação, com vista à melhoria das condições de vida da população local, alavancando projetos de desenvolvimento sustentável, promovendo ações sociais e de capacitação profissional e colaborando com organizações ambientais. A empresa aderiu a uma iniciativa do movimento Greenpeace, em 2008, apelando à suspensão do corte de palmeiras, mesmo sendo uma das principais utilizadoras do óleo de palma para o fabrico de produtos de higiene. Essas atividades, que procuram minimizar os efeitos sociais e ambientais do extrativismo, envolvem melhorias na rede escolar, habitação e infraestruturas locais.

Estes casos enfatizam o papel que a interrelação entre estas grandes empresas e as comunidades locais pode ter como contribuinte para o desenvolvimento, ao mesmo tempo, expõem as fragilidades dos poderes públicos em dinamizar essas redes de cooperação: tudo depende da iniciativa e empenho das empresas envolvidas, numa situação que é característica de grande parte dos países em desenvolvimento com grandes dotações de recursos naturais. As ETN, por definição, atuam em zonas de jurisdição transversal, pelo que são menos suscetíveis a serem condicionadas por normativos dos países de acolhimento. Neste contexto, torna‐se ainda mais fundamental a construção de redes de atores, formados por vários atores da sociedade civil (empresas, governos, agências, consumidores, fornecedores, ONG, comunidade em geral), que induza a práticas empresariais condizentes ao desenvolvimento sustentável (ver Figura 2).

Por outro lado, como referem Gifford et al (2010), historicamente os países em desenvolvimento onde estavam instaladas grandes ETN não tinham grande influência sobre a atividade dessas empresas, mesmo nos seus próprios territórios, dada a dimensão e poder daquelas e a fraqueza das arquiteturas institucionais autóctones. Com o advento da internet e da globalização dos meios de comunicação social, da proliferação de ONGs e de fundações e associações da sociedade civil, a atividade daqueles agentes econômicos tornou‐se mais exposta à avaliação da


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sociedade internacional, o que aumenta a sua responsabilidade social face aos territórios onde estão instalados. O impacto da atuação das ETN, particularmente do ponto de vista social e ambiental nas regiões de exploração dos recursos naturais, e a pressão da opinião pública internacional, mais do que das autoridades locais, levou muitas daquelas empresas a desenvolverem esforços conjuntos com parceiros locais, muitas vezes não tradicionais (tribos, por exemplo) para desenvolver estratégias de RSE.

Fonte: Adaptado de Gonzalez‐Perez et al (2011)

Figura 2 ‐ A rede da Responsabilidade Social Empresarial (RSE).

Ao contrário do que acontecia há cerca de 30 anos, as práticas de sustentabilidade estão se tornando uma fonte de vantagens competitivas para as empresas no setor da mineração, aportando benefícios para a imagem da empresa e maior facilidade de acesso aos recursos, enquanto o surgimento de acordos e organismos internacionais fomentam o desenvolvimento da RSE: são exemplos mais significativos a criação da Comissão Internacional de Mineração e Metais, em 2001, e a formação da United Nations Global Compact, em 2002, em que os respetivos membros, as ETN, se comprometem a desenvolver práticas negociais social e ambientalmente responsáveis. A própria OCDE lançou, em 2000, o Guia para a Atuação das Empresas Multinacionais, onde estão listados os requisitos e padrões que as empresas devem assegurar voluntariamente, em áreas como o emprego e as relações industriais, os direitos humanos, ambiente, combate à corrupção, interesse dos consumidores ou inovação e desenvolvimento.


Como é natural, a motivação das ETN para participar neste tipo de iniciativa não é orientada, exclusiva ou mesmo primariamente, por fins altruístas ou humanitários. Existe uma preocupação com a imagem pública da empresa, face à crescente exposição na mídia e ao acréscimo das preocupações com a sustentabilidade no seio da opinião pública internacional. Por outro lado, as empresas que promoverem ações de RSE podem ter um acesso privilegiado a determinado tipo de recurso, conseguem diminuir os custos de transações pelas boas relações com as instituições e com os responsáveis governamentais locais, aumentar os ganhos de eficiência na adoção de equipamentos menos poluentes, por exemplo.

Como refere Fernandes (2006), nos anos 2000, pode‐se afirmar que a responsabilidade socioambiental, não é um adendro, um apêndice facultativo às atividades estratégicas da empresa, mas sim é a forma como uma empresa é gerida no contexto da globalização e é hoje um referencial competitivo para as empresas de todos os segmentos de mercado. Este fator possui importância estratégica, e poderá, num futuro próximo, ser tão importante como a qualidade, a competitividade, os preços e a capacidade de atrair mão‐de‐obra altamente qualificada.

7. O caso da Metaleurop: da França a Santo Amaro, a importância da governação

A problemática

Um dos casos mais famoso de poluição resultante de contaminação por chumbo é o da empresa Metaleurop Nord, cuja atividade afetou, durante mais de um século, uma região do noroeste da França, o Nord Pas de Calais, e se tornou emblemática pelas implicações que teve de articulação da RSE com a capacidade institucional e de governação. Cobrindo uma área de cerca de 120 km2, a região foi dominada pela exploração de duas grandes empresas metalúrgicas: Metaleurop e Nyrstar . Durante mais de um século, as duas fábricas, com atividades relacionadas com a extração do carvão e com atividades metalúrgicas, emitiram para a atmosfera quantidades consideráveis de elementos metálicos, contaminando solos, ar, água e rios (chumbo, cádmio, zinco). Os rejeitos aquíferos e o transporte fluvial dos minerais originaram uma forte contaminação dos sedimentos do Canal de Deule, que passa pela região onde estiveram situadas as duas fábricas, a Metaleurop em Noyelles‐Godault e a Nyrstar em Auby, distando menos de quatro quilômetros uma da outra, como se pode ver pela figura 3, ao longo do Canal de Dêule.

As origens da Metaleurop remontam a 1894, quando a empresa francesa Malfidano, instala na região de Nord Pas de Calais uma metalurgia para tratar minerais de zinco. Essa fábrica, localizada especificamente na cidade de Noyelles‐Godault, foi ocupada pelos alemães, e utilizada como um depósito de munições durante a I Guerra Mundial, tendo sido completamente destruída por bombardeios em 1917. A empresa renasceu em 1920, com a compra por parte da empresa francesa Penarroya,


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tornando‐se rapidamente um dos maiores produtores mundiais de chumbo e zinco, a que se juntaram mais tarde as produções de germanium, índio e trióxido de antimônio, a partir de 1976. A importância da região é muito considerável: era responsável por 2/3 da produção nacional de chumbo, 1/3 da produção de zinco, sendo também o primeiro produtor mundial de germanium e de indío, a que se juntavam as produções de cádmio, prata e arsênico, entre outras (SAFIR, 2012).

Figura 3 ‐ Bacia metalúrgica em Nord Pad de Calais, com as duas empresas, Metaleurop e Nyrstar.

Figura 4 ‐ A região de Nord Pas de Calais e a cidade de Noyelles‐Godault


Em 1988, foi criada a Metaleurop, através da fusão da Penarroya, e de uma empresa de metais não ferrosos alemã, Preussag.

Nos anos 1980, a empresa já constituía uma unidade de produção que causava gran‐des níveis de poluição, nos solos, no ar, na água e nos seres humanos. A partir dos anos 1970, já como resposta à poluição que afetava os solos e a água, são desenvolvidos trabalhos de remediação, que visavam a redução dos resíduos, como a filtração dos fumos ou o tratamento de águas.

No entanto, e apesar das medidas, a quantidade de rejeitos permanecia assustadora‐mente perigosa; em 2001, o complexo produzia 18,3 toneladas de chumbo, 26 tone‐ladas de zinco, 0,8 de cádmio, 6800 de dióxido de enxofre e ainda 10 a 15 toneladas de rejeitos indiferenciados.

Para, além disso, o sistema de filtração adotado tinha um efeito perverso, pois permi‐tia a passagem das partículas mais finas, justamente aquelas que são mais assimilá‐veis pelo organismo humano, em particular o das crianças, que foram particular‐mente afetadas pelo saturnismo, nos municípios de Courcelles‐les‐Lens, Dourges, Evin Malmaison, Leforest e Noyelles‐Godault. O programa de avaliação do saturnismo identificou 11% das crianças registrando uma taxa de chumbo no sangue superior a 100 µg/por litro de sangue, o máximo aceitável, especialmente na cidade de Evin Malmaison, onde a taxa atingiu uns assustadores 25% de crianças com um nível de chumbo no sangue 40 vezes superior ao aceitável (FRANGI; RICHAR, 1997) . De acordo com a DIRE (Direção Regional da Indústria, Pesquisa e Ambiente), serão necessários entre 5000 a 10000 anos para descontaminar as áreas poluídas. As pesquisas desenvolvidas ao longo dos últimos 15 anos para identificar casos de envenenamento por chumbo na região revelaram a existência de 260 ocorrências, em crianças, enquanto, entre 1996 e 2001, foram registrados 36 casos de envenenamento entre os trabalhadores da fábrica, tendo outros 172 sido considerados inaptos para a atividade profissional (SAFIR, 2012).

No entanto, as várias campanhas desenvolvidas para lutar contra o saturnismo reve‐laram uma queda dos níveis de chumbo no sangue depois do fechamento da fábrica : em 2000, 27 crianças tinham uma taxa de chumbo no sangue superior a 100 µg/por litro de sangue; em 2002, registravam‐se 30 crianças com esse valores, 32 em 2003, tendo o número baixado para 7 em 2004 (já depois do encerramento do complexo) e 1 criança em 2006, embora houvesse registros de um número significativo de crianças com níveis muito próximos do máximo permitido. Em 2009, os níveis de chumbo presentes no sangue de crianças pequenas ainda eram superiores aos admissíveis pela Organização Mundial de Saúde.

Há ainda que se registrar os acentuados níveis de poluição da água e dos solos, que teriam alcançado uma área superior a 45 quilômetros quadrados, tornando a terra imprópria para culturas ou pecuária.


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Na sequência de dois acidentes graves, em 1993 e 1994, que provocaram a morte de uma dezena de trabalhadores da empresa, o acionista principal, a Preussag, retira‐se do capital da Metaleurop, sendo substituída pela Glencore, empresa conhecida pelas suas atividades na exploração de matérias‐primas, dando origem à empresa Metaleurop Nord. Vários registros mencionam que a Metaleurop transferiu para a Metaleurop Nord as perdas financeiras associadas aos dois acidentes, o que, num contexto de baixa generalizada dos preços mundiais de commodities, não terá contribuído para a saúde financeira da empresa. Depois de efetuar mais de duas cen‐tenas de despesas, a empresa mãe decide encerrar o complexo industrial de Noyelles‐Godault, justificando a ausência de financiamento por parte do setor financeiro e a necessidade de garantir a estabilidade financeira do grupo. No início de 2003, a empresa solicita a declaração de falência junto do Tribunal de Primeira Instância de Béthune, sendo a sentença proferida dois meses depois. Todo o complexo industrial é encerrado, lançando no desemprego 830 trabalhadores e deixando um aterrador passivo ambiental: a região é considerada a mais poluída em todo o território francês, já que na altura do encerramento, a fábrica ainda emitia 50 quilogramas de chumbo por dia.

Os representantes sindicais formalizaram uma ação junto ao tribunal de Béthune, em abril de 2003, com o objetivo de liquidar os bens da empresa mãe, Metaleurop, e obrigar a empresa a assumir as suas responsabilidades legais :um plano de seguros aos trabalhadores despedidos, o pagamento a dezenas de subcontratados e o financi‐amento da recuperação ambiental da região afetada. O tribunal rejeitou a ação, e os trabalhadores viram‐se obrigados a aceitar um plano social, financiado pelo governo francês e pela SGS (Seguro de Garantia dos Salários), financiado pelo MEDEF, a fede‐ração francesa de empresários, com valores muito mais reduzidos do que os solicita‐dos anteriormente (SAFIR, 2012).

A remediação

O encerramento do complexo industrial da Metaleurop Nord originou um conjunto de consequências devastadoras sociais, econômicas e ambientais, que não foram re‐solvidas, como testemunhamos acima, por práticas de Responsabilidade Social Empresarial por parte da empresa envolvida.

Neste contexto, a prefeitura de Nord Pas de Calais encarrega a ADEME – Agência para o Ambiente e Energia francesa de programar um conjunto de medidas de gestão do risco, envolvendo agentes da sociedade civil, Municípios, várias universidades fran‐cesas de renome, agências nacionais de proteção ambiental e vultosos fundos comunitários, para resolver o problema.

O encerramento da Metaleurop significou o desemprego de 830 trabalhadores, aumentando a taxa de desemprego na região para 30% (40% para os mais jovens), um conjunto de tradições familiares que se quebram (varias gerações trabalharam na empresa ao longo de mais de século), e ainda uma perda de 3 milhões de euros em


receitas provenientes de taxas profissionais para os municípios em causa, nomeada‐mente Noyelle‐Godault e Courcelle‐les‐Lens.

Do ponto de vista ambiental, as consequências são também devastadoras, com uma empresa obsoleta e uma fábrica onde se acumularam várias dezenas de milhares de toneladas de rejeitos industriais perigosos, gerando poluição para as regiões adjacen‐tes durante mais de 100 anos.

Atualmente, todo o estaleiro é propriedade da empresa SITA, pertencente ao Grupo SUEZ, que desmantelou completamente as antigas instalações da Metaleurop, reabili‐tando o local, para acolher um conjunto de atividades eco‐industriais e de reciclagem.

Para a reconversão da região, um processo muito complexo e financeiramente one‐roso, foi necessário a intervenção de vários atores, dos quais destacamos a DRIRE – Direção Regional de Indústria, Pesquisa e Ambiente francesa, que pôs em marcha um plano formado por duas vertentes: um conjunto de medidas de acompanhamento com caráter de urgência, e um plano de reconversão da região num horizonte de mé‐dio prazo.

As medidas de urgência eram de índole, essencialmente, social, agindo sobre os tra‐balhadores desempregados e sobre os subcontratados, que receberam ajuda finan‐ceira até conseguirem encontrar nova atividade profissional.

O plano de reconversão previa a valorização dos fatores de produção locais (infraes‐truturas, mão de obra qualificada, centros de pesquisa), tendo sido criadas várias zonas de atividades e hotéis, assim como uma zona franca, o que permitiu às empre‐sas beneficiarem‐se de isenções fiscais e sociais.

Logo após a falência da empresa ter sido decretada, o tribunal de Béthune, que jul‐gara o caso, lançou um apelo a empresas que quisessem por em prática um plano de descontaminação da área. A empresa SITA elaborou um plano em comum acordo com as entidades locais, com antigos sindicalistas e trabalhadores, com uma dupla orientação: sanitária, para que a descontaminação fosse rápida, e econômica, para criar ou favorecer a criação de empregos.

O projeto Agora foi selecionado para reconverter todo o estaleiro da Metaleurop, através da empresa SITA, a partir de novembro de 2003, com base em compromissos recíprocos. Entre esses compromissos, destacam‐se: a realização de estudos prévios, nomeadamente uma análise detalhada dos riscos que tinham sido pedidos, sem su‐cesso, quer à Metaleurop, quer à entidade liquidatária. Os antigos empregados da empresa tiveram um papel muito importante neste processo, pois detinham conhe‐cimentos insubstituíveis sobre os riscos inerentes ao processo. A SITA comprometeu‐se também a tornar a região apta para uma nova utilização industrial, assim como a realizar um inventário dos rejeitos, trata‐los e evacua‐los, desmantelar as antigas máquinas e instalações, limpar e lavar os edifícios retirar‐lhes o amianto e, final‐mente, demoli‐los para tratar a poluição dos solos. Também era suposta a criação de 190 empregos, através da implantação de um eco‐polo.


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O estado francês e a região de Nord Pas de Calais foram envolvidos em todo o pro‐cesso, nomeadamente através de uma participação financeira de mais de 13 milhões de euros.

Os trabalhos de descontaminação foram muito significativos: mais de 130 mil tonela‐das de rejeitos foram tratadas, e 40 mil toneladas valorizadas; 83000 metros qua‐drados de amianto foram desmantelados; uma superfície de 500 mil metros quadra‐dos foi descontaminada e confinada. No total, estes trabalhos permitiram reduzir o impacto ambiental em cerca de 10000 vezes menos a quantidade de nuvens de pó de chumbo, zinco e cádmio.

É importante ressaltar que, logo em 1994, tinha sido criado pelo Conselho Regional da Região de Nord Pas de Calais um programa intitulado Programme de Recherches Concertées (Programa de Pesquisas Concertadas) sobre locais e solos poluídos. Este Programa permitiu acompanhar, até 2009, equipes de pesquisadores regionais dedicadas à contaminação dos solos em redor das grandes metalurgias, e que visavam, essencialmente, analisar o impacto dos poluentes sobre o ambiente e a saúde humana. Esses pesquisadores trabalharam em estreita ligação com equipes das Universidades de Lille I, Lille II, Escola de Minas de Douai, do INRA (Instituto Nacional de Pesquisa Agronômica), do CNRSSP (Centro Nacional de Pesquisa sobre Locais e Solos Contaminados), entre outros. Foram também realizados estudos a pedido de parceiros industriais e institucionais (empresas, câmaras agrícolas e de comércio, coletividades locais, etc), evidenciando a participação de vários atores da sociedade civil.

Em simultâneo, durante o período de implementação do Programa, várias equipes externas à região intervieram, em interação com outros programas regionais ligados à saúde e ao ambiente, numa abordagem transdisciplinar, com o desenvolvimento de pesquisas relacionadas com a contaminação de solos cobertos por gramíneas, da qualidade dos produtos hortifrutícolas, a exposição aos contaminantes de crianças pequenas ou a implementação de ferramentas de diagnóstico no domínio da ecotoxicologia ou da fitoestabilização, por exemplo.

Neste contexto, é de salientar a ação da ADEME, a agência de ambiente francesa, que contribuiu para o desenvolvimento de conhecimentos através do financiamento de teses e programas de pesquisa pluridisciplinares.

Durante o período de atividade da Metaleurop Nord, a ADEME tinha conseguido de‐monstrar que as produções vegetais ou agrícolas locais apresentavam concentrações de chumbo e cádmio que ultrapassavam os valores regulamentares em vigor, pelo que, a partir de meados dos anos 1990, e com o objetivo de impedir a plantação de produtos agrícolas em solos contaminados, se decidiu criar um cinturão verde. Assim, cada ano, entre cinco a 10 hectares eram reconvertidos, com a instalação de uma vegetação herbácea e plantação de árvores. Desde o final de 2009, este dispositivo experimental foi integrado num vasto programa pluridisciplinar, o Phytener,


financiado pela ADEME, com vista a avaliar o interesse da fitoestabilização com fins energéticos em solos fortemente contaminados.

Estes mesmos trabalhos também permitiram empregar 140 pessoas, em que um terço era de antigos trabalhadores da Metaleurop. Desde janeiro de 2006, foi lançado um programa de desenvolvimento de uma zona voltada para atividades terciárias, com a reabilitação de 8000 quilômetros quadrados de escritórios e locais para ativi‐dades regionais. Nesta zona, foram criados mais de 160 empregos, ligados a atividades como a coleta de rejeitos, operação de caldeiras industriais, atelier de mecânica e reparação, lavanderias industriais, um gabinete de estudos ambientais, entre outros.

Notas Finais: uma nova geração de políticas de promoção do investimento centradas na RSE

O Relatório da UNCTAD (2012) sobre IDE revela que os países continuam a imple‐mentar políticas facilitadoras do IDE, mas o setor da mineração foi o único a endure‐cer as regras e a incrementar práticas de sustentabilidade. Em vários países, de acordo com o Relatório, verificou‐se um acréscimo das políticas regulatórias no setor da mineração, incluindo mesmo nacionalizações, expropriações, assim como aumen‐to nas taxas sobre os lucros das empresas, royalties e renegociação contratual.

As preocupações com os compromissos assumidos no âmbito da RSE foram, também, uma constante, com um grau de complexidade, por vezes, superior aos vigentes nas economias de origem das empresas em questão. De acordo com o Relatório, assiste‐se à emergência de uma nova geração de políticas de investimento, que, num contexto de crise persistente e desafios sociais e ambientais, caracterizada por uma preocupação de conciliar a liberalização dos regimes regulatórios do IDE com a implantação de políticas públicas direcionadas para as necessidades locais.

Como foi referido, a nova geração das políticas de investimento visa operacionalizar o conceito de desenvolvimento sustentável em medidas e mecanismos concretos, ao nível nacional e internacional, nos planos do policymaking e da respectiva implementação.

Estas novas políticas vão procurar atingir três objetivos centrais: criar sinergias com políticas de fomento industrial, visando uma integração das estratégias de desenvol‐vimento, e baseadas num envolvimento dos stakeholders e num enquadramento institucional baseado no direito e na qualidade da governação; incentivar ao desen‐volvimento e cumprimento da RSE, ao nível do benchmarking internacional; assegu‐rar o cumprimento dos direitos e deveres de todos os intervenientes: ao estado receptor do IDE cabe promover e proteger o investimento enquadrado nos objetivos de desenvolvimento sustentável e o interesse nacional.


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O investimento nacional e internacional, de caráter produtivo, pode desempenhar um papel extremamente importante nas economias em desenvolvimento, muitas vezes afetadas por uma insuficiência de capital produtivo, promovendo a competitividade internacional, a transferência de tecnologia e a formação de capital físico e humano. Mas, na ausência de capacidade institucional e de governação e políticas públicas in‐tegradoras, o mesmo IDE pode fomentar processos de crescimento e captação de re‐ceita sem qualquer ligação com a economia local ou com a qualidade de vida das po‐pulações. Neste contexto, as crescentes importâncias dos compromissos assumidos no âmbito da RSE possam, influenciando práticas empresariais, comportamentais e decisões de investimento, funcionar como complemento do enquadramento regulatório e maximizar os benefícios do investimento.

O caso prático que analisamos a Metaleurop, no noroeste francês, pode ser conside‐rado um paradigma das consequências que resultam da ausência de práticas de RSE, e da necessidade de envolver os vários atores da sociedade civil na procura de solu‐ções para problemas transversais, como é o caso dos danos ambientais e das proble‐máticas socioeconômicas, que requerem uma dinâmica rede de atores e interações para funcionar eficazmente. Como vimos as catástrofes ambientais e/ou sociais não são exclusivas dos países em desenvolvimento, ocorrendo também em países com níveis de riqueza e desenvolvimento econômico relevantes, como é o caso da França. A grande diferença é que, nestes últimos casos, existe, para além da capacidade fi‐nanceira, a capacidade institucional necessária para contrariar estratégias menos sustentadas das grandes empresas transnacionais, e induzi‐las a participar ativa‐mente no processo de construção e manutenção da cidadania.

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Introdução

Passados quase 20 anos do fechamento da metalurgia de chumbo em Santo Amaro, o interesse por este campo de estudo é crescente se observada a evolução das pesquisas ao longo dos últimos 37 anos, desde que a contaminação por chumbo e cádmio provocada pela Cobrac apresentou suas primeiras evidências, tanto nas águas do rio Subaé, quanto na urina dos trabalhadores da antiga fábrica (BAHIA/CEPED, 1977). A última década foi o período de maior produção de pesquisas representando 61% do total desde 1975 (ANDRADE, 2012) e a razão disso é a persistência da contaminação que tem sido evidenciada em estudos recentes (CARVALHO et al., 2001; GUERRA, 2010; ZENTNER; RONDÓ, 2004; ZENTNER; RONDÓ; LATORRE, 2005; ZENTNER; RONDÓ, MASTROENI, 2006; ZENTNER et al., 2008).

A essas evidências somam‐se aquelas que apontam para o sentimento de saturação dos santamarenses por mais pesquisas (BAHIA/CEPED, 1977; BRASIL, 2003; DI GIULIO, 2010). Esse dado revela um paradoxo entre o grandioso empreendimento científico desenvolvido em Santo Amaro, que beira uma centena de relatórios técnicos, dissertações de mestrado, monografias de graduação, teses de doutorado e artigos publicados e a insuficiência de ações no sentido de fazer cessar a fonte de conta‐minação. Este artigo, construído a partir dos dados da dissertação A contaminação por chumbo em Santo Amaro: a ciência e o mundo da vida no estuário do rio Subaé (ANDRADE, 2012), discute essa problemática e faz algumas recomendações para a superação do embate latente entre a ciência e o mundo da vida, tomando como referência os limites da metodologia da avaliação de risco à saúde humana e o paradigma emergente da participação dos interessados na definição e enfrentamento dos riscos.

Avaliação de risco à saúde humana

Em Santo Amaro, convive‐se com o fato da contaminação como se natural fosse. “A cidade está toda contaminada” ou “tá todo mundo contaminado” são expressões do senso comum naquela comunidade. No estuário do rio Subaé, a rotina de marisqueiras e pescadores em nada se alteraram ao longo de todos esses anos em que o rio recebeu toneladas de metais pesados, e outras contribuições de efluentes

1 Jornalista e mestre pelo Programa de Pós‐Graduação em Saúde, Ambiente e Trabalho – PPGSAT da Faculdade de Medicina da Bahia/Universidade Federal da Bahia.

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industriais e domésticos desde a sua nascente, em Feira de Santana, a 55 km da foz, na baía de Todos os Santos (BAHIA/CEPED, 1977). Com exceção da época em que ocorreu uma mortandade de peixes, ostras, siris, sururus e todo tipo de vida estuarina, na década de 1980, como lembram os mais velhos, não se deixou de tirar do mangue, ou das coroas, os mariscos, que garantem a sobrevivência de muitas famílias. Se não parou a coleta, também não cessou o consumo desses produtos, es‐pecialmente o sururu, que teve o seu consumo desaconselhado na Avaliação de Risco à Saúde Humana por Metais Pesados em Santo Amaro realizada pelo Ministério da Saúde, em 2001 (BRASIL, 2003).

Para pescadores e marisqueiras, o tema causa desconforto uma vez que a referência à contaminação diz respeito a sua atividade de subsistência. O desconforto também é proveniente da falta de informações precisas sobre a situação da contaminação no estuário. “Sim, está contaminado, mas onde, em que parte do rio tem metais pesados, onde é que tem marisco contaminado, quanto tem de contaminação?” (ANDRADE, 2012) são questões que um pescador levanta, desafiando o conhecimento técnico. Um possível caminho para tais respostas teria sido a avaliação de risco à saúde humana. Mas, assim como o da maioria das pesquisas realizadas em Santo Amaro, o relatório do Ministério da Saúde repousa numa estante. Não somente porque o relatório não esteja acessível à população interessada, mas, também pelo fato de as suas recomendações ainda não terem sido cumpridas, a avaliação de risco não parece ter cumprido o seu papel, especialmente quanto à comunicação de risco (ANDRADE; MORAIS, 2010).

O grupo populacional das crianças foi o mais pesquisado, embora as primeiras evidências da contaminação em humanos tenham sido detectadas em trabalhadores e pescadores. A opção por estudos epidemiológicos do tipo transversal proporcionou resultados rápidos e significativos da contaminação por chumbo em crianças, mas não permitiu um acompanhamento mais prolongado dos efeitos desse metal no desenvolvimento delas, sobretudo quanto ao aspecto cognitivo (GUERRA, 2010). Es‐tudos de coorte que poderiam revelar tais relações de causa e efeito foram descartados por serem ‘muito caros’ e mais demorados como revela o senso comum entre epidemiologistas e gestores de saúde. Da mesma forma, as medições das concentrações de metais pesados no solo, ar e água, e na biota do rio Subaé têm sido feitas de forma pontual nas pesquisas, não permitindo o conhecimento sistemático da qualidade ambiental de Santo Amaro.

Diante da justa e veemente cobrança por soluções que começa a pulsar em Santo Amaro, como se pôde perceber na fala do prefeito daquele município diante dos especialistas reunidos em seminário organizado pelo Centro de Tecnologia Mineral, o desafio é pensar no que fazer com o passivo ambiental em torno de 500 mil toneladas de escória de chumbo (ANJOS, 1998) e que tem sido apontado como a causa da persistência da contaminação. Soluções como a do processamento hidrometalúrgico a base de ácido clorídrico separaram os campos da Engenharia e da Saúde em um embate de racionalidades que paralisou a discussão desde 2008, quando o Conselho

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Estadual de Meio Ambiente opinou sobre a questão. Sem a participação qualificada da comunidade de Santo Amaro nessa discussão, corre‐se o risco de o valor de mercado do chumbo e do zinco, remanescentes na escória, ser o balizador das decisões a serem tomadas.

Neste sentido, cabe pensar em uma metodologia de avaliação de risco que avance para a construção de práticas de comunicação de risco, entendida esta não como um mero canal para o conteúdo técnico, mas como um processo de diálogo entre os diferentes campos científicos, os gestores públicos e a população interessada. A ausência das Ciências Sociais nas pesquisas sobre a contaminação em Santo Amaro acompanhou uma tendência global observada desde a década de 1980 pelos críticos do modelo de avaliação de risco. É recente o interesse desse campo científico, notadamente da comunicação. A demanda por participação na tomada de decisão envolvendo riscos é uma tendência irreversível e desafia a busca por novas metodologias para além do que estabelece as agências norte‐americanas, que têm sido referência no País.

Os pescadores (aí incluindo as marisqueiras) ainda não receberam a atenção recomendada pela avaliação de risco. A coleta de sururu no rio Subaé é a base da subsistência de cerca de 100 famílias segundo a prefeitura de Santo Amaro, que estima em 800 a 1.000 kg a produção por dia. Na sua avaliação, o Ministério da Saúde deixa dúvidas. Ora afirma que, partindo de Santo Amaro até a foz, em São Francisco do Conde, os sedimentos estão todos contaminados. Ora especifica que os moluscos (sururus) que estão contaminados provêm de uma única coroa e descarta as outras 15 estudadas. Na comunidade, sabe‐se que este tipo de molusco ocorre no mangue e não em coroas. Extraídos do mangue ou das coroas, os moluscos continuam na dieta das comunidades pesqueiras e dos consumidores que apreciam esta iguaria.

Embora não venha sendo feito um monitoramento sistemático dos sedimentos e dos produtos da biota quanto à presença dos metais pesados, concentrações de chumbo foram encontradas no sangue de crianças, no cordão umbilical e em recém‐nascidos em Santo Amaro (GUERRA, 2010; ZENTNER; RONDÓ, 2004; ZENTNER; RONDÓ; LATORRE, 2005; ZENTNER et al., 2008). Essas análises datam de 2002, e tiveram seus resultados publicados nos últimos anos por uma pesquisadora de outra nacio‐nalidade que não tem currículo registrado na Plataforma Lattes do Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq). A autora cita nos artigos ter obtido aprovação do estudo em comitê de ética de duas unidades hospitalares de Santo Amaro, mas esta informação não foi confirmada pelos gestores dessas instituições. O fato aponta para a necessidade de mecanismos de controle do aspecto da ética em pesquisas com seres humanos em Santo Amaro, que inclua o acesso público aos projetos e aos respectivos relatórios, bem como ao resultado das análises.


Retorno das pesquisas

A produção científica sobre o caso da contaminação por chumbo em Santo Amaro teve início no ano de 1975 e decorridos 36 anos é constituída de pelo menos 26 pesquisas (15 de mestrado, cinco de doutorado e seis monografias) e 36 artigos publicados (ANDRADE, 2012). Para verificar o dado do senso comum de que as pesquisas não retornam para a comunidade, este estudo definiu como indicador a disponibilidade de relatórios de pesquisas nas bibliotecas da cidade de Santo Amaro. Foram visitadas três bibliotecas, duas públicas e uma mantida por uma fundação, bem como 22 escolas situadas na sede do Município. Apenas duas dissertações e dois artigos foram encontrados, que representam apenas 6,45% do total de teses, dissertações, monografias e artigos.

Professores das escolas visitadas relataram a necessidade de material de consulta sobre o caso da contaminação e da insuficiência de conhecimento do assunto por parte deles. “O conhecimento foi todo para fora”. O acervo constituído no presente estudo foi doado à Biblioteca Padre José Gomes Loureiro, de Santo Amaro, numa tentativa de fazer voltar aos santamarenses o conhecimento que também lhes pertence. Acredita‐se que o acesso ao conhecimento produzido sobre o caso possa vir a ser um importante passo para que a comunidade venha a usufruir dos benefícios do conhecimento produzido tanto pela sua aplicação técnica, quanto pelo aumento da massa crítica dos cidadãos locais.

O debate em torno da questão do retorno dos resultados de pesquisas, embora incipiente, mostra‐se mais aberto no campo das ciências humanas e também da etnobotânica. Debert (2003) nos lembra de ter sido a antropologia a primeira disciplina das ciências sociais a formular um código de ética e de colocar em discussão questões como dar ou não aos pesquisados acesso em primeira mão à obra produzida. Do seu ponto de vista, é “imperativo nas ciências humanas politizar o debate nesses domínios que afetam nossa vida cotidiana e a vida dos grupos que pesquisamos” (DEBERT, 2003).

Interessadas em discutir o retorno do conhecimento etnobotânico sistematizado à comunidade, Patzlaff e Peixoto (2009) afirmam que os cientistas deste campo têm se preocupado em compartilhar o saber com as comunidades pesquisadas. Tal preocupação, contudo, teve propulsão com o advento da Convenção sobre a Diversidade Biológica firmada em 1992 por 162 países, incluindo o Brasil, que estabeleceu como uma obrigação a repartição de benefícios derivados da utilização dos recursos genéticos (DEBERT, 2003). Práticas de pesquisa em Saúde Ambiental têm demonstrado novos compromissos como o de “não abrir mão de devolver os resultados aos sujeitos da pesquisa” como destaca a pesquisadora da Universidade Federal do Ceará, Raquel Rigoto (RIGOTO, 2010).

Freitas e Gomez (1997) já chamavam a atenção para os inúmeros desafios que as Ciências Sociais devem enfrentar para ampliar sua presença no campo da saúde ambiental, especialmente nas análises de risco, dentre os quais o de incorporar o


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saber e a participação daqueles que vivenciam e se encontram expostos aos riscos no seu dia‐a‐dia. Falas como a de um santamarense, “o conhecimento foi todo embora”, revelam a percepção da não participação da população local no empreendimento científico em torno do caso da contaminação. Embora não se questiona a qualidade das pesquisas sobre o caso da contaminação em Santo Amaro, essa fala, mais a ausência dos relatórios das pesquisas nos espaços públicos da comunidade, como escolas e bibliotecas (BRASIL/CEPED, 1977) são sintomas da qualidade da relação da ciência com os aspectos sociológicos e éticos (FUNTOWICZ; RAVETZ, 1997).

A tais desafios, Funtowicz e Ravetz (1997) recomendam a democratização da ciência com a inclusão dos afetados como participantes do processo de investigação. Esses, “não apenas enriquecem as comunidades tradicionais de pares, criando o que se pode chamar de comunidade ampliada de pares, como são necessários para a transmissão de habilidades e para a garantia da qualidade dos resultados” (FUNTOWICZ; RAVETZ, 1997). Para esses autores, a inclusão dos afetados não é mero gesto ético, mas político. “As pessoas que dependem da solução de problemas que estão ameaçando suas vidas e sustento têm consciência aguçada de como os princípios gerais se materializam em seus quintais” (FUNTOWICZ; RAVETZ, 1997).

Abordagens inovadoras de pesquisa baseadas na democratização do conhecimento, como a epidemiologia popular, também referida como pesquisa participativa de base comunitária (LEUNG; YEN; MINKLER, 2004) têm se mostrado adequadas em contextos nos quais o conhecimento científico é reconhecido como algo inacessível. Em casos como o de Santo Amaro, bem como no das demais comunidades extrativistas da baía de Todos os Santos, que são impactadas pela contaminação por metais pesados (PAREDES et al., 1995) faz‐se necessário a construção de processos de comunicação de risco partindo do interesse da comunidade sobre o que deve ser pesquisado, como e a finalidade da pesquisa. De acordo com Leung, Yen e Minkler (2004), achados de estudos epidemiológicos podem não ser comunicados na comunidade em estudo por medo de que esse conhecimento poderia ser perturbador, confuso, ou ambos: “Por deixar de compartilhar tal conhecimento, entretanto, os epidemiologistas negam à comunidade a oportunidade de tornar‐se mais crítica e consciente da sua situação e, finalmente, para enfrentar os problemas descobertos” (LEUNG; YEN; MINKLER, 2004).

A discussão do retorno das pesquisas para as comunidades pesquisadas é uma discussão que perpassa a questão da ética em pesquisa. Neste sentido, se ainda é uma discussão incipiente nas Ciências Sociais, no campo das Ciências da Saúde já tem princípios estabelecidos como é o caso da Resolução n° 196/96 do Conselho Nacional de Saúde – CNS (BRASIL, 1996) que prevê entre os aspectos éticos da pesquisa envolvendo seres humanos, a garantia de retorno dos benefícios obtidos por meio das pesquisas para as pessoas e as comunidades onde as mesmas forem realizadas; a comunicação às autoridades sanitárias dos resultados da pesquisa, sempre que os mesmos puderem contribuir para a melhoria das condições de saúde da coletividade; e assegura aos sujeitos da pesquisa os benefícios resultantes do projeto, seja em termos de retorno social, acesso aos procedimentos, produtos ou agentes da


pesquisa. Esta regulamentação, no entanto, é omissa no que se refere à comunicação dos resultados das pesquisas para os indivíduos e comunidades pesquisadas. Por aproximação, seria possível interpretar como benefícios obtidos por meio das pesquisas o conhecimento alcançado, e assim tratar o retorno dos resultados das pesquisas como o retorno social a que alude a Resolução n° 196/96. A Resolução n° 196/96 revogou a resolução anterior n° 01/88 do Conselho Nacional de Saúde, que restringia as normas de ética em pesquisa às instituições de saúde. Na resolução de 88 também não havia referência à comunicação dos resultados para os indivíduos “objetos da pesquisa”, mas se previa que o pesquisador devesse elaborar e apresentar relatórios parciais e finais e publicar seus achados por outros meios, respeitando o caráter confidencial a que têm direito os “indivíduos objeto da pesquisa”. Tal designação dos participantes das pesquisas foi alterada na Resolução n° 196/96 que passou a identificá‐los como “sujeitos da pesquisa”, estes definidos como “os (as) participantes pesquisados (as), individual ou coletivamente, de caráter voluntário, vedada qualquer forma de remuneração”. Esta nova designação demonstrava a tendência para uma nova postura em relação aos pesquisados, que deixavam o lugar de objeto para a de sujeito.

Participação: uma tendência contemporânea

Os estudos técnicos e quantitativos de avaliação de risco surgiram nos anos 60 em respostas aos impactos da indústria química, e aos protestos contra usinas nucleares, sendo adotados inicialmente pelas agências reguladoras norte‐americanas e depois servindo de parâmetro para outros países (FREITAS; GOMEZ, 1997; GUIVANT, 1998). Para subsidiar essas agências, o Conselho Nacional de Pesquisas dos EUA (National Research Council/NRC), vinculado à Academia Nacional de Ciências produziu uma série de estudos voltados para a melhoria das decisões sobre riscos e saúde pública, segurança e meio ambiente. Com o relatório Understanding Risks; Informing Decisons in a Democratic Society (STERN, 2009), o NRC responde à demanda por maior participação do público nas decisões e propõe uma nova abordagem para a superação do paradigma dominante segundo o qual a avaliação e a caracterização do risco caberiam tão somente aos cientistas, ficando separada do gerenciamento do risco, este sim aberto ao envolvimento das partes interessadas (SHRADER‐FRECHETTE, 2010).

Essa questão não parece resolvida nos EUA, se tomarmos o estudo do NRC, Science and Decision (NRC, 2009), o qual demarca o lugar das partes envolvidas no processo de decisão sobre riscos. Convocado a revisar os conceitos e as práticas adotadas pela EPA (Environmental Protection Agency) em análise de risco, o National Research Council (NCR) conclui que o risk assessment está numa encruzilhada, com sua credibilidade desafiada, e que, justamente por ser a primeira base científica da regu‐lação no campo dos impactos ambientais na saúde humana com impacto nacional e global, está sujeito a um considerável escrutínio de ordem científico, político e público (NCR, 2009). De acordo com o relatório, o processo de tomada de decisão com


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base em avaliação de risco também estaria atolado (bogged down) por conta das incertezas dos dados científicos e das suas múltiplas interpretações.

No caso do Brasil, o conflito entre leigos e peritos não se dá da mesma forma, segundo Guivant (1998). Aqui, “os leigos tendem a se manifestar mais apaticamente na relação com os peritos, o que talvez explique o porquê de o tema não ter atraído muito a atenção”, hipótese que ela sugere para estudos futuros. Guivant também observa que o papel dos peritos no País não é tão central na formulação de políticas, e que atuam primordialmente em auditorias e juízos, concluindo que a comunidade acadêmica não tem dado muita atenção ao tema dos riscos.

Para Freitas e Gomez (1997), no Brasil, é no campo da saúde do trabalhador que algumas experiências concretas de investigação de acidentes industriais e da exposição do trabalhador aos agentes químicos têm caminhado na superação desses desafios. Assim, tendo em vista a incipiente prática da avaliação de risco no País torna‐se imprescindível que se discuta a metodologia adotada incorporando à mesma o paradigma da participação do público, especialmente dos mais diretamente afeta‐dos. Ferramentas como a comunicação de risco que também foi objeto de estudos do NRC (Improving Risk Communication) (NCR, 1989), na década de 1980, mostram‐se adequadas para alavancar tal discussão. De acordo com o NRC, a comunicação de risco é o principal elemento do gerenciamento de risco numa sociedade democrática e será bem sucedida na medida em que eleva a compreensão das questões relevantes por parte dos envolvidos, dentro dos limites do conhecimento disponível.

Pensar que a análise técnica dos riscos substitui o debate político é privar de direitos as pessoas que não têm conhecimento técnico ou achar que a análise técnica é mais importante para a tomada de decisões do que os valores. Não estamos minimizando o conhecimento técnico, mas enfatizamos que escolhas tecnológicas são carregadas de valores. Assim como os não experts devem buscar conhecimento técnico, os experts e funcionários públicos também precisam conhecer sobre interesses, valores e preocupação dos não experts (NCR, 1989).

Tomando o caso da avaliação de risco à saúde humana realizada pelo Ministério da Saúde em Santo Amaro, é possível reconhecer a distância entre o conhecimento perito que caracteriza o risco e a conduta da população considerada exposta. Um exemplo disso é que a extração e o consumo de moluscos continuam fazendo parte da rotina da população, que não foi envolvida no processo de avaliação de risco, apesar de o estuário do rio Subaé ter sido classificado como área de perigo para a saúde pública por causa da concentração de metais pesados em seus sedimentos.

Pescadores e marisqueiras questionam sobre que alternativas restariam a eles se não puderem dispor dos produtos do estuário conforme recomenda a avaliação de risco do Ministério da Saúde. Neste sentido, observa‐se a pertinência do que propõe o Improving Risk Communication ao considerar que, no plano da ação pessoal, a comunicação de risco será bem sucedida somente se informar adequadamente o indivíduo sobre as alternativas a sua disposição (NCR, 2009).


Conclusões e recomendações

Diante da legítima cobrança por soluções para o caso de Santo Amaro, que é latente naquela comunidade ante ao volume de pesquisas já realizadas, torna‐se imprescindível a abertura de canais de diálogo entre todos os setores interessados. Por um dever ético, a comunidade científica que se dedicou a estudar o tema nesses quase 40 anos, deve atender ao apelo histórico pronunciado pelo gestor municipal durante o Seminário Santo Amaro, realizado pelo Centro de Tecnologia Mineral, em outubro do ano corrente.

A solução desejada pelo prefeito, no entanto, deve ser construída com a indispensável participação da comunidade de Santo Amaro nessa discussão, como protagonista do seu próprio destino. Para isso, é necessário qualificar tal participação promovendo o acesso dos interessados ao conhecimento que foi possível construir. Assim, seria recomendável o inventivo à criação de um fórum local permanente dedicado à promoção do diálogo entre especialistas, gestores públicos e a comunidade, consti‐tuindo‐se na chamada comunidade ampliada de pares (FREITAS; GOMEZ, 1997) à qual cabe, no novo contexto científico, o controle da qualidade dos resultados da pesquisa, segundo Funtowicz e Ravetz (1997).

As lacunas deixadas pelos estudos realizados, sobretudo quanto ao monitoramento e cuidado permanente das vítimas da contaminação e das concentrações de metais tóxicos nos compartimentos ambientais (solo, água, ar e biota) tornam urgente a instalação de uma instituição pública a exemplo do Instituto Nacional da Doença de Minamata (JAPAN, 2012), onde a difícil superação da contaminação por mercúrio tem ocorrido graças à conjugação de pesquisa e atenção à saúde humana. O National Institute for Minamata Disease (NIMD) foi instalado em 1978, após 22 anos do reconhecimento oficial da doença de Minamata. Sua estrutura conta com departamentos de Ciências Ambientais e Assuntos Internacionais; Medicina Clínica; Ciências Médicas; e Epidemiologia. Em 2001, foi agregado ao NIMD o Minamata Disease Archives destinado à coleta e organização de informações relacionadas à doença para o público, ao compartilhamento de lições sobre a doença e à contribuição para o desenvolvimento da pesquisa relacionada à doença de Minamata e o mercúrio. Dessa forma, Santo Amaro passaria da condição estigmatizada de “cidade mais contaminada por chumbo do mundo”, como propugna o senso comum, para se tornar em um centro irradiador de conhecimento sobre contaminação por metais pesados.

O fomento ao protagonismo local pode se constituir numa importante ferramenta a ser incorporada à metodologia de avaliação de risco à saúde, que ainda não tem práticas consolidadas em comunicação de risco, conforme se pode verificar nas Diretrizes para Elaboração de Estudo de Avaliação de Risco à Saúde Humana por Exposição a Contaminantes Químicos (BRASIL, 2008). Pensar a comunicação de risco neste contexto significa refletir sobre os desafios da sua aplicabilidade na proteção da


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saúde e na ausência de um consenso entre os autores quanto ao modelo a ser desenvolvido (RANGEL, 2007).

A falta de consenso, no entanto, também pode ser encarada como oportunidade para ousar em práticas inovadoras centradas no fortalecimento da cidadania. Segundo Moreno e Peres (2011):

Cuando se le da la oportunidad a la ciudadanía para participar activamente em discussiones enfocadas em minimizar y controlar riesgos de salud se abre la oportunidad para que se minimice el ressentimiento de las personas que se sienten excluídas de las políticas de salud y propicia que se mantengan las normas o se cambie el statu quo, logrando reducir la morbilidad, salvar vidas y empoderar a las personas (MORENO; PERES, 2011).

Outra importante medida a ser tomada em Santo Amaro é a estruturação de um comitê de ética em pesquisa dentro dos princípios da Comissão Nacional de Ética em Pesquisa para o devido cumprimento da Resolução n° 196/96 do Conselho Nacional de Saúde – CNS (BRASIL, 1996) que prevê entre os aspectos éticos da pesquisa envolvendo seres humanos. Medidas como essa poderão evitar a prática de pesquisas controversas que não garantem o retorno dos benefícios obtidos por meio das pes‐quisas para as pessoas e as comunidades onde as mesmas forem realizadas; nem comunicam as autoridades sanitárias dos resultados da pesquisa, nem asseguram aos sujeitos da pesquisa os benefícios resultantes do projeto, seja em termos de retorno social, acesso aos procedimentos, produtos ou agentes da pesquisa.

Exemplo disso foram as pesquisas em mulheres grávidas admitidas na maternidade de Santo Amaro, quando se detectou que três delas tinham resultado positivo para chumbo no sangue e no cordão umbilical em concentrações acima de 10µ/dL (ZETNER; RONDÓ; LATORRE, 2005). Embora seja mencionado nesses artigos que tais estudos teriam sido aprovados por comitês de ética em pesquisa das unidades hospitalares de Santo Amaro, não há registros desses estudos nessas instituições, nem a indicação de medidas para a proteção da saúde das pessoas pesquisadas.

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EEssttuuddooss ddee aavvaalliiaaççããoo ddaa eexxppoossiiççããoo aammbbiieennttaall hhuummaannaa aaoo cchhuummbboo nnoo BBrraassiill:: uummaa aannáálliissee ccoommppaarraattiivvaa EEdduuaarrddoo MMeelllloo DDee CCaappiittaannii11 MMôônniiccaa MMaarriiaa BBaassttooss PPaaoolliieelllloo22

Apesar da difusão de empreendimentos industriais de pequeno, médio e grande porte, manipulando chumbo metálico e seus compostos em todo o país há diversas décadas, são poucos os estudos epidemiológicos avaliando a exposição não ocupacio‐nal de populações expostas ambientalmente a chumbo no Brasil (TRIVELATO, 2006).

Com relação a avaliações epidemiológicas de adultos, o estudo pioneiro é o de Carvalho (1978), contido em tese acadêmica de cunho mais abrangente, e posterior‐mente publicada como artigos científicos em 1983 e 1984 (CARVALHO et al., 1983; CARVALHO, et al., 1984).

Nesse estudo Carvalho e cols (1983, 1984) dosaram chumbo em cabelo de popula‐ções de pescadores de três localidades próximas da fundição de chumbo Plumbum, localizada em Santo Amaro da Purificação, BA, e em funcionamento desde 1960, e de uma localidade controle localizada a cerca de 80 km de distância (CARVALHO et al., 1983; CARVALHO, et al., 1984). A Tabela 1 mostra os resultados desse estudo, com a média das concentrações de Pb em cabelo nas respectivas localidades, mostrando haver situação de contaminação elevada em Santo Amaro da Purificação, e um gradi‐ente decrescente conforme as comunidades se distanciam da fonte poluidora. Entre‐tanto, o estudo não fornece resultados de análise de chumbo em sangue. Esses resul‐tados confirmavam o que já se pressentia na região, que a refinadora de chumbo Plumbum poluía o ambiente a ponto de alcançar as águas do rio Subaé, fornecedora de subsistência e pesca comercial de grande parte da população ribeirinha.

Desde essa época, e apenas mais recentemente, alguns poucos estudos produziram resultados em adultos expostos ambientalmente em áreas contaminadas por indús‐trias, refinarias e mineração.

1 Doutorado em Saúde Coletiva, Universidade Estadual de Campinas (UNICAMP). Centro de Controle de Intoxicações, Departamento de Clínica Médica, Faculdade de Ciências Médicas, Universidade Estadual de Campinas, São Paulo.

2 Doutorado em Saúde Coletiva, Universidade Estadual de Campinas (UNICAMP). Departamento de Patologia, Análises Clínicas e Toxicológicas ‐ Universidade Estadual de Londrina, Paraná

EEssttuuddooss ddee aavvaalliiaaççããoo ddaa eexxppoossiiççããoo aammbbiieennttaall hhuummaannaa aaoo cchhuummbboo nnoo BBrraassiill:: uummaa aannáálliissee...... 76

Tabela 1 ‐ Chumbo em cabelo de populações de pescadores de 3 localidades próximas à fundição Plumbum em Sto Amaro e uma localidade controle a 84 km de distância (1978).

Localidade Distância da fonte

n Média (ppm) DP Min ‐ Máx

Santo Amaro 3,5 km 31 55,5 60,2 2 – 267 São Braz 5,0 km 35 22,3 33,4 2 – 161 S. Francisco do Conde

7,5 km 50 14,1 11,2 0 – 49

Guaibim 84 km 63 12,1 14,9 0 ‐ 73

Fonte: Carvalho et al. Absorção e intoxicação por chumbo e cádmio em pescadores da região do Rio Subaé. Ciência Cultura.1983; 35(3):360‐66.

Na região do alto Vale do rio Ribeira, em área de fronteira entre os estados de São Paulo e Paraná, parte da população de adultos e crianças continua exposta a um pas‐sivo de contaminação com compostos inorgânicos de chumbo, apesar do fechamento de refinaria/fundição primária de chumbo, também pertencente à Plumbum, que funcionou na região de 1940 a 1995.

Em estudo realizado entre 1999 e 2000 no alto Vale do Ribeira, 350 adultos foram amostrados no total, sendo que aqueles que moravam a uma distância igual ou me‐nor a 1000 m da ex‐refinaria primária de chumbo apresentaram níveis de chumbo em sangue de 14,55 g/dL para homens (n=46) e 6,80 g/dL para mulheres (n=55) (PAOLIELLO et al., 2002). Dentre as variáveis estudadas associadas aos altos níveis de chumbo em sangue em adultos está a área residencial (PAOLIELLO et al., 2005).

Em outro estudo na década de 90 de população moradora próxima a uma recicladora de baterias no vale do rio Paraíba, em São Paulo, observaram‐se níveis de plumbemia variando de 21,22 g/dL (numa distância entre 600 a 800 metros da planta) e 4,85 g/dL (em moradores a 2 km da planta) (KUNO et al., 1994).

Em 2004, em Santo Amaro da Purificação, um estudo mostrou que a plumbemia mé‐dia de grávidas vivendo ao redor de antiga refinaria de chumbo apresentava gradien‐te decrescente de acordo com a distância da fonte primária de poluição (0,44 mol/L [9,11 g/dL] perto da fonte; 0,231 mol/L [4,78 g/dL] distância média; 0,053 mol/L [1,09 g/dL] longe da fonte), tendo‐se obtido uma boa correlação entre plumbemia das mães e níveis de chumbo no cordão umbilical durante o parto (r=0,86; p<0,001) (ZENTNER; RONDÓ, 2004). Quando esses resultados são compara‐dos com resultados de estudo feito em grávidas não expostas na cidade de São Paulo, onde a média de plumbemia encontrada foi de 2,39 g/dL (ROSALÉM, 2004), cons‐tata‐se que as grávidas de Santo Amaro residindo próximas da fonte de poluição es‐tão com níveis médios de chumbo cerca de 3 vezes maiores.

Em estudo realizado em população adulta moradora das margens do rio Tapajós, PA, Barbosa e cols. (2009) obtiveram média de plumbemia de 13,1 µg/dL (DP=8,5) e me‐diana de 11,2 µg/dL (intervalo de 0,59 a 48,3 µg/dL) em 448 adultos vivendo em 12 localidades do baixo Tapajós sem exposição ocupacional a chumbo. Os homens apre‐

EEdduuaarrddoo MMeelllloo DDee CCaappiittaannii ee MMôônniiccaa MMaarriiaa BBaassttooss PPaaoolliieelllloo 7777

sentavam mediana significativamente maior que as mulheres (15,3 µg/dL vs 7,9 µg/dL, respectivamente). Aprofundando o estudo de possíveis fontes locais de chumbo os autores apontam para a contaminação da farinha de mandioca durante o processo de fabricação, tendo em vista que as concentrações de Pb em mandioca crua são 10 vezes mais baixas quando comparadas com a farinha torrada (média de 0,017 ± 0,016 µg/g vs 0,19 ± 0,10 µg/g, respectivamente) (BARBOSA, 2012; BARBOSA et al., 2009).

Com relação à exposição de crianças, apesar de não dispormos de valores de referên‐cia atualizados para fins de comparação dos resultados de estudos epidemiológicos, os trabalhos de avaliação de exposição realizados no Brasil tem utilizado os parâme‐tros estabelecidos pelo CDC norte‐americano como referência para tomadas de deci‐são quanto a medidas de intervenção. Nesse sentido o CDC, desde 1990 estabeleceu o valor de plumbemia de 10 g/dL como limite da ação para crianças (CDC 1991). Esse valor tinha por base estudos realizados até aquela data mostrando baixo risco de da‐nos neurológicos a longo prazo em crianças com exposições ambientais que manti‐vessem níveis de plumbemia abaixo desse valor. A Alemanha adotou oficialmente esse valor como limite em 1996 (WILHELM; IDEL, 1996) e outros países, na ausência de valores próprios, mantiveram os parâmetros estabelecidos pelo CDC como baliza‐dor de suas ações de controle de exposição ambiental a chumbo.

Convém ressaltar no entanto que, no inicio de 2012, o Comitê Assessor para Preven‐ção de Intoxicação por Chumbo em Crianças (ACCLPP), do CDC recomendou o uso de valor de referência (VR), ao invés de nível de ação, como balizador das medidas de prevenção nos EUA, definindo VR como a margem superior da distribuição das medi‐das laboratoriais de um determinado analito numa determinada população (ACCLPP‐CDC, 2012). Nesse sentido o ACCLPP propõe que o nível de ação de 10 g/dL seja substituído pelo VR de 5 g/dL, valor este derivado do percentil 97,5% dos valores obtidos em crianças de 1 a 5 anos de idade amostradas pela NHANES (National Health and Nutrition Examination Survey), e que seja revisto a cada 4 anos (ACCLPP‐CDC, 2012).

Os primeiros estudos de avaliação de crianças expostas ao chumbo por poluição am‐biental no Brasil foram também realizados em Santo Amaro da Purificação, nas déca‐das de 80 e 90 pelo grupo da Universidade Federal da Bahia, liderado pelo professor Fernando Carvalho (CARVALHO et al., 1984; CARVALHO et al., 1995; CARVALHO et al., 2003).

Como já referido anteriormente, nesse município, durante o período de 1960 a 1993 funcionou uma fundição primária de chumbo que poluiu as áreas urbana e rural ao seu redor com óxidos e outros sais de chumbo. Além disso, a escória do processo de fundição, contendo até 2% de chumbo, foi distribuída pela municipalidade ao longo dos anos, como material de pavimentação de ruas, calçadas e até de quintais domés‐ticos, democratizando o risco de exposição até então definido pela distância das mo‐radias da fonte de poluição (ANJOS, 2012).


Os estudos desenvolvidos no início dos anos 1980, contendo os primeiros resultados da avaliação de crianças expostas em Santo Amaro apresentaram, numa amostra de 555 crianças entre 1 e 9 anos morando dentro do perímetro de 900 metros da em‐presa, média de plumbemia de 59.1 25.0g/dL (CARVALHO et al., 1985). Esses va‐lores são extremamente elevados e, seguramente, produziram danos neurológicos nas crianças que se mantiveram expostas por tempo prolongado.

Em 1989, após a adoção de algumas medidas de controle ambiental, a média de plumbemia de 53 crianças, amostradas de forma representativa, foi de 36.9 22.9g/dL (SILVANY‐NETO et al., 1989).

Em 2003, 10 anos após o fechamento definitivo da fundição, amostrando crianças de 1 a 4 anos, o mesmo grupo de pesquisadores obteve média de plumbemia de 17.1 7.3g/dL, porém com 88% das crianças ainda com níveis acima de 10g/dL e 32% acima de 20g/dL (CARVALHO et al., 2003) (Tabela 2). Desde essa última avaliação, os níveis de chumbo no sangue das crianças não foram mais monitorados.

Tabela 2 ‐ Estudos epidemiológicos avaliando exposição ambiental a chumbo por crianças no Brasil.

Local Fonte Distância da fonte

Idade Expostos Controles Referência

n

Plumbemia µg/dL (média)

n Plumbemia µg/dL (média)

Sto Amaro, BA

Fundição 1ária

Até 900m

1–9 555 59,1 ± 25,0 ‐ ‐ Carvalho et al, 1985

Sto Amaro, BA

Fundição 1ária

Até 900m

1–9 53 36,9 ± 22,9 ‐ ‐ Sylvani‐Neto et al, 1989

Sto Amaro, BA

Fundição 1ária

Até 1km

1–4 47 17,1 ± 7,3 ‐ ‐ Carvalho et al, 2003

Cubatão, SP Complexo industrial

Rio Cubatão

4‐5 199 5.02 ‐18.51

‐ ‐ Azevedo et al, 1989

Cubatão, SP Complexo industrial

Rio Cubatão

1–10 251 17,8 ± 5,8 ‐ ‐ Santos Filho et al, 1993

Adrianópolis, PR

Fundição 1ária

500m a 1,5km

7–14 94 11,5 (mediana)

39 1,8 (mediana)

Paoliello et al, 2002

Bauru, SP Recicladora de baterias

Até 1km 0 – 14 825 9,8 31 < 5,0 Freitas et al, 2002


Tabela 3 ‐ Concentração de Pb em poeira doméstica em casas de crianças com plumbe‐mias maiores de 20 g/dl (Adrianópolis, PR)

Amostra Valor de plumbemia da criança moradora Concentração de Pb em g/g (ppm)

A 1 A 2 B C D E 1 E 2 F

37,8 37,8 24,1 29,0 19,5 24,0 24,0 23,0

1.100569 538 218 299 994 3.268 552

Nota: EPA‐USA 400 mg/kg (ppm), valor limite guia para solo (soil screening guidance) (ATSDR, 2000).

Em Cubatão, São Paulo, área de desenvolvimento industrial considerada um dos maiores complexos siderúrgicos, químicos e metalúrgicos do país, em operação desde os anos 50 e, além disso, considerada uma das áreas urbanas mais poluídas no mundo, um estudo publicado em 1993 avaliou 199 crianças de 4 a 5 anos em 10 es‐colas públicas. Foram encontrados níveis de plumbemia variando de 5.02 g/dL a 18.51 g/dL (AZEVEDO et al., 1989; CETESB, 2001), ou seja, comparável com a faixa de plumbemias encontradas em Santo Amaro em 2003 (Tabela 2) . Corroborando es‐ses dados, outro estudo em Cubatão, de Santos Filho e cols (1993) encontrou média de plumbemia de 17.8 5.8g/dL em 251 crianças de 1 a 10 anos (SANTOS FILHO et al., 1993). Aparentemente, nenhuma medida de remediação específica foi tomada em Cubatão frente a esses resultados.

Na região do Vale do rio Ribeira, na fronteira entre São Paulo e Paraná, uma fundição primária de chumbo de menor capacidade que a de Santo Amaro da Purificação, per‐tencente à mesma empresa Plumbum, operou de 1946 a 1995, poluindo o ar e o solo na proximidade da empresa, e as águas e sedimentos do rio Ribeira onde foram des‐pejados resíduos e escória do processo de beneficiamento durante algumas décadas até a agência de meio ambiente do estado do Paraná proibir esse procedimento no início da década de 1980.

Entre 1999 e 2000, Paoliello e cols (2002) avaliaram os níveis de plumbemia de 295 crianças entre 7 e 14 anos, obtendo mediana de 11.25 g/dL (1,8 ‐ 37,8 g/dL) numa distância até 1,5km da fonte (nessa época já fechada) (Tabela 2) (Figura 1). Cerca de 72% das crianças apresentavam níveis maiores que 10 g/dL, e 12,8% acima de 20 g/dL. Crianças avaliadas como controle, morando em município a 40 km a montante da fonte de contaminação, mostraram média de plumbemia de 1,8 g/dL (provavel‐mente este é o valor de referência para essa região do Brasil) confirmando o impacto do passivo ambiental deixado pela empresa na carga corpórea de chumbo das crian‐ças (PAOLIELLO et al., 2002).


Figura 1 Localização da fundição primária de chumbo Plumbum em Adrianópolis, PR, com relação à vila Mota, área de estudo de avaliação de exposição humana.

Como ação isolada de remediação da área, uma montanha de rejeito da fundição dis‐posta a céu aberto próximo das moradias da área, foi retirada do local. As crianças com níveis acima de 20 g/dL foram encaminhadas para avaliação clínica geral e neurológica em Curitiba, pela Secretaria de Estado da Saúde.

No interior das casas localizadas dentro de um raio de 1000 metros da empresa fo‐ram coletadas amostras de poeira depositada em cima dos batentes de porta e de ja‐nelas, sobre guarda roupas e armários, e sobre superfícies de madeira e alvenaria às quais as crianças regularmente tinham acesso (Figura 2). Os resultados da análise de chumbo nessas amostras podem ser vistos na Tabela 3.

Figuras 2a e 2b ‐ Detalhes do interior de casas localizadas próximas à fundição em Adrianópolis, PR, mostrando locais de acúmulo de poeira contaminada.


Frente a esses resultados foi proposto em relatório final à Secretaria de Estado da Saúde uma campanha de educação e higiene ambiental, junto com proposta de muti‐rão de limpeza e aspiração do interior das casas visando diminuir a carga de exposi‐ção a chumbo por parte das crianças. Essas propostas não foram implementadas até o momento, e proposta de realização de novas dosagens de chumbo no sangue das crianças , dez anos após o primeiro estudo, foram rechaçadas pelas autoridades lo‐cais e estaduais, quando feitas pela equipe de pesquisa entre 2010 e 2011.

Tabela 3 ‐ Concentração de Pb em poeira doméstica em casas de crianças com plumbe‐mias maiores de 20 g/dl (Adrianópolis, PR)

Amostra Valor de plumbemia da criança moradora

Concentração de Pb em g/g (ppm)

A 1 A 2 B C D E 1 E 2 F

37,837,8 24,1 29,0 19,5 24,0 24,0 23,0

1.100569 538 218 299 994 3.268 552

Nota: EPA‐USA 400 mg/kg (ppm), valor limite guia para solo (soil screening guidance)(ATSDR, 2000).

Em Bauru, na região central do estado de São Paulo, a partir de medidas de chumbo no ar feitas pelo órgão de fiscalização ambiental do estado (CETESB) e posterior ve‐rificação de existência de solo contaminado com níveis elevados de chumbo ao redor de uma recicladora de baterias, onde funcionava uma fundição secundária de chumbo, 624 crianças de 0 a 12 anos foram amostradas em área residencial até 1 km de distância da empresa, em conjunto com as Secretarias Municipal e Estadual de Saúde e duas universidades. Um grupo de 31 crianças da mesma faixa etária, mo‐rando a 11 km de distância, foi também avaliado para servir como controle. A média de plumbemia das 624 crianças expostas mostrou ser de 9,28 g/dL comparada com valores inferiores a 5,0 g/dL no grupo controle (Tabela 2).

Das crianças com concentrações acima de 10 g/dL (n=311) a média foi de 16,5 g/dL (DP= 6,36). Uma reavaliação desse subgrupo de crianças feita 6 meses após o fechamento da empresa mostrou ainda níveis médios de 16,6 g/dL (DP=8,52). Após medidas de controle da exposição, que incluíram a aspiração da poeira intradomici‐liar e a retirada e substituição do solo superficial peridomiciliar onde moravam essas crianças, a média de plumbemia de 241 crianças foi de 9,05 g/dL (DP=4,82), ou seja, 46,2% mais baixa (p < 0,0001), mostrando que medidas de remediação desse tipo tem impacto significativo no grau de exposição das crianças (FREITAS et al., 2007).

Também em Bauru foram coletadas amostras de poeira domiciliar depositada em áreas inacessíveis e áreas acessíveis às crianças. Os resultados podem ser vistos no


Quadro 1 ‐ Ressalte‐se o gradiente de concentração decrescendo com a distância da fonte e os elevados níveis em casas dentro do perímetro de 1000 metros.

Quadro 1 ‐ Concentração média de chumbo em poeira domiciliar em três bairros de Bauru‐SP

As mesmas propostas de remediação com relação à educação e higiene ambientais feitas em Adrianópolis foram repetidas em Bauru, com implementação parcial das medidas de remediação, incluindo limpeza e aspiração de algumas das casas conta‐minadas, o que resultou em decréscimo das médias de plumbemia colhidas cerca de 6 meses após os procedimentos (Tabela 4).

Tabela 4 ‐ Evolução das plumbemias de crianças com mais de 10 μg/dL na 1ª avaliação. Bauru, SP

Avaliação n Plumbemia μg/dL média (DP)

Plumbemia μg/dL mediana

1ª 311 16,52 (6,36) 14,7

2ª (6 meses após o fecha‐mento da empresa)

241 16,63 (8,52) 15,0

3ª (18 meses após a pri‐meira avaliação, e 6 meses após medidas de remedia‐ção)

241 9,05 (4,82) 8,0*

*46% de decréscimo


Em Montevidéu, Uruguai, no final dos anos 90, foi detectado um problema de conta‐minação por chumbo em área urbana comparável, em termos de magnitude dos ní‐veis de chumbo no sangue de crianças detectados, com as áreas contaminadas no Brasil acima descritas (COUSILLAS et al., 2008). A Tabela 5 mostra a evolução dos níveis de plumbemia em crianças moradoras nessa área ao longo dos anos, verifi‐cando‐se um decréscimo fruto de múltiplas ações conjuntas da comunidade, do go‐verno, das instituições de saúde, da universidade, etc. (Quadro 2).

Tabela 5 ‐ Contaminação ambiental por chumbo em área urbana de Montevidéu (La Teja) – resultados crianças.

Ano n Idade (anos) (intervalo) Plumbemia

μg/dL (min‐max) Referência

1994 47 5,2 (2 – 11) 9,7 (4,7 – 19,1) Schutz et al, 1997 1998 107 7,8 (0 – 14) 9,4 (5,5 – 18,6) Cousillas et al, 2005 2004* 180 6,3 (0 – 14) 5,7 3,0 – 16,0) Cousillas et al, 2008

Nota: * resultados após as medidas de comunicação de risco, educação e remediação.

Fonte: Cousillas et al, 2012. Impacts of multidisciplinary actions on environmental lead exposure in Uruguay. Environ Geochem Health. 34:207‐211.

Quadro 2 ‐ Ações de controle realizadas em La Teja, Montevidéu, Uruguai durante episó‐dio de contaminação urbana por chumbo.

Fonte: Cousillas et al, 2012. Impacts of multidisciplinary actions on environmental lead exposure in Uruguay. Environ Geochem Health. 34:207‐211.

― Formação de um Comitê Interinstitucional e Multidisciplinar ― Avaliação de solo, água, poeira, visitas domiciliares ― Amplicação da oferta de plumbemias

Faculdade de Química da UdelaR ― Comunicação do risco ― Educação ambiental e de higiene e saúde ― Assistência médica especializada

CIAT (Centro de Informação e Assistência Toxicológica Grupo de Pediatria ligado à Fa. Mediciana e ao CIAT (UPA) Diagnóstico, tratamento, orientação e seguimento

― Localização, isolamento, contenção, e desocupação das fontes de contaminação (100 empresas avaliadas)

― Legislação 2003 – lei sobre descarte de baterias 2004 – banimento de gasolina com mais de 13 mg/L Pb 2004 – Lei com dispositivos sobre tintas, descartes, teores em água etc. 2004 – Lei de vigilância de trabalhadores expostos


Em Santo Amaro da Purificação, as medidas de chumbo em sangue das crianças, apa‐rentemente mostram um decréscimo nas últimas décadas (Tabela 2), resultado pro‐vável do fechamento da empresa, cessando completamente a fonte primária de con‐taminação do processo de urbanização, mudança de hábitos das pessoas, e outros fatores ainda desconhecidos. Nenhum programa de remediação foi implantado até o momento. Nenhuma medida prática de descontaminação da área foi implementada. Nem mesmo um programa regular de monitoramento biológico, diagnóstico e segui‐mento das crianças com problemas secundários à contaminação foi implantado.

O fato é que a contaminação do solo, água e sedimentos dos rios e riachos da bacia do Subaé continuam sendo fonte secundária de contaminação das ruas, do interior das casa, dos quintais, dos alimentos, dos peixes e crustáceos locais, colocando as crian‐ças e adultos em contato direto com o chumbo em algum grau, exigindo a instalação de um programa abrangente de avaliação, planejamento e remediação a curto, médio e longo prazo da área.

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AAvvaalliiaaççããoo ddaa eexxppoossiiççããoo ooccuuppaacciioonnaall aaoo cchhuummbboo eemm 11999922 ee mmoonniittoorriizzaaççããoo bbiioollóóggiiccaa ddaa ccoommuunniiddaaddee ddoo eennttoorrnnoo ddaa aannttiiggaa ffuunnddiiççããoo eemm 22001111.. OO qquuee mmuuddoouu eemm qquuaassee 2200 aannooss

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Monitorização biológica da exposição ocupacional nos trabalhadores da extinta Plumbum em 1992

Nesta sessão apresentamos uma reformatação dos dados de avaliação da exposição ocupacional de todos os trabalhadores ativos da antiga fundição primária que fora realizada em 1992 e publicada em 2004 na Revista Brasileira de Saúde Ocupacional (Menezes‐Filho, JA, Spínola, AG e Carvalho, WA, 2004).

Apresentação do problema

Os processos de fundição e refinaria são provavelmente, entre todas as modalidades de exposição ocupacional, as que apresentam maior risco de exposição ao metal, pro‐vavelmente porque envolvem operações nas quais o chumbo fundido e as ligas são aquecidas a temperaturas elevadas com desprendimento de vapores de chumbo (WHO, 1979; Gerhardsson, 1992 e Gover, 1991).

No ambiente laboral a absorção do chumbo resulta principalmente da inalação de pequenas partículas de tamanho respirável ou dos fumos do metal. Secundariamente, pode ocorrer absorção da ingestão de alimentos contaminados, água e por hábitos de trabalho, como o de fumar e por contaminação dérmica e do vestuário (WHO, 1979 e Gerhardsson, 1992).

Diversos estudos epidemiológicos e toxicológicos têm sido realizados recentemente em populações com exposição ocupacional ao chumbo com o objetivo de desenvolver marcadores biológicos de toxicidade subclínica adequados para aplicação em pro‐gramas de saúde ocupacional, particularmente para baixos níveis de exposição (Landrigan et al., 1999; Gerhardsson, 1992 e Landrigan, 1989). Os Indicadores Bioló‐gicos de Exposição (IBE) mais comumente empregados e recomendados para moni‐torização biológica da exposição ocupacional ao chumbo do sangue (Pb‐S), zinco pro‐toporfirina (ZnPP) e ácido d‐aminolevulínico (ALA‐U). Outros indicadores com ácido d‐aminolevulínico desidratase (ALA‐D) e a coproporfirina urinária (CP‐U), não são comumente empregados em saúde ocupacional, principalmente por apresentarem

1 Professor Doutor de Toxicologia, Faculdade de Farmácia – Universidade Federal da Bahia. 2 Bolsista de iniciação científica, Laboratório de Toxicologia, Faculdade de Farmácia –

Universidade Federal da Bahia.

JJoosséé AA.. MMeenneezzeessFFiillhhoo ee VVaanneessccaa LLuuaannaa SSiillvvaa 87

pouca especificidade (Correy & Galvão, 1985; Goyer, 1991; Cramer & Selender, 1965 e Moore et al., 1980).

O nosso objetivo foi avaliar o nível de exposição ao chumbo na fundição primária na época em que ainda operava em 1993. Essa avaliação da exposição ocupacional se deu através da monitorização biológica dos trabalhadores ativos, através da deter‐minação dos indicadores biológicos de exposição e efeito do chumbo, a fim de esta‐belecer um mapeamento das áreas de risco da planta industrial.

Caracterização dos grupos ocupacionais e metodologias

Foram investigados cento e noventa e cinco trabalhadores adultos do sexo masculino da refinaria primária de chumbo em Santo Amaro, Bahia, Brasil no ano de 1993. De acordo com o fluxograma do processo de produção da planta industrial e de organi‐zação e distribuição de cargos e função da empresa, os trabalhadores foram distri‐buídos nos seguintes grupos de atividade laboral: sinterização (n = 23), fusão (n = 41), refinaria (n = 49), laboratório (n = 8), serviços gerais (n = 17), manutenção (n = 26) e administração (n = 31). Os grupos de sinterização, fusão e refinaria exerciam suas atividades laborais nos respectivos setores industriais, os indivíduos do grupo de serviços gerais, com atividade de limpeza; e os da manutenção com atividade de manutenção dentro da planta. O pessoal do laboratório participava da execução, co‐leta e determinação analítica das amostras destinadas ao controle de qualidade de produção e da monitorização ambiental nos programa de higiene industrial da em‐presa. O grupo controle foi constituído de 65 indivíduos pareados por sexo, idade, raça, hábitos alimentares, tabagismo e alcoolismo com o grupo de trabalhadores ex‐posto na planta industrial, diferindo apenas quanto ao aspecto de não se referirem a exposição atual ou no passado aos compostos de chumbo.

Este foi um estudo de corte transversal incluindo os grupos exposto e controle nos quais foram realizadas as determinações de chumbo no sangue (Pb‐S) por espectro‐metria de absorção atômica em forno de grafite, ácido d‐aminolevulínico na urina (ALA‐U) por espectrofotometria, zinco protoporfirina (ZnPP) por fluorescência direta e hemoglobina (Hb) no sangue total por analisador automatizado.

O sangue foi coletado por punção venosa em veia cubital, através do sistema a vácuo, em dois tubos de vidro com EDTA livre de resíduo de chumbo. O tubo de sangue des‐tinado a determinação do chumbo foi armazenado em geladeira a até o momento da análise e o tubo coletado para a determinação de Hb foi imediatamente processado. A urina foi coletada em coletores de polietileno descontaminado com ácido nítrico a 2% em água pura Tipo I (Sistema Milli‐RX45 acoplado a um Milli‐Q, Millipore).

Nesta oportunidade todas as análises toxicológicas foram realizadas no Laboratório de Toxicologia do Hospital São Rafael da Fundação Monte Tabor, em Salvador, Bahia. A concentração de chumbo no sangue foi determinada em duplicata por espectrosco‐pia de absorção atômica, usando o método eletrotérmico de digestão da amostra em forno de grafite, segundo o método de Fernadez modificado (Pruszakowasaka et al.,

AAvvaalliiaaççããoo ddaa eexxppoossiiççããoo ooccuuppaacciioonnaall aaoo cchhuummbboo eemm 11999922 ee mmoonniittoorriizzaaççããoo bbiioollóóggiiccaa ...... 88

1983), utilizando o equipamento Perkin Elmer 5000 equipado com forno de grafite P.E. HGA 500. A dosagem do ALA‐U foi realizada pelo método espectrofotométrico (Tomokumi & Ogata, 1992), usando o espectrofotômetro Perkin Elmer, Lambda I. O resultado foi corrigido pelo valor da creatinina urinária, que foi dosada pelo método cinético de Jaffé no analisador bioquímico Mega (Merck Diagnósticos). A determina‐ção da ZnPP foi executada por fluorimetria direta em sangue total, utilizando‐se o hematofluorômetro Protofluor‐Z (Helena Laboratories). A hemoglobina foi determi‐nada imediatamente após a coleta do sangue, usando‐se o sistema automatizado STKS (Colter®).

O controle de qualidade analítica para a determinação do Pb‐S foi realizado usando o sangue controle fornecido pela Bio‐Rad®, Liphochek Nível I e II, Além do controle ex‐terno de qualidade do Programa de Intercalibração de Controle de Qualidade do Ins‐tituto Nacional de Seguridad y Higiene del Trabajo (Espanha). O controle de quali‐dade das determinações bioquímicas foi realizado através do programa de Controle Externo de Qualidade da Sociedade Brasileira de Patologia Clínica e SEGULAB (Itália).

Após a estratificação por grupos de atividade, as médias aritméticas de cada grupo foram comparadas através do teste não paramétrico de Wilcoxon para médias não pareadas, análise de variância one‐way (ANOVA) e análise de correlação, utilizando‐se programa estatístico Epinfo 6.0.

Resultados e DisCuSsão

Os valores médios, mais desvio padrão (DP) e intervalo mínimo e máximo das deter‐minações de Pb‐S, ALA‐U, ZnPP e Hb do grupo controle e dos grupos trabalhadores da metalúrgica de acordo com a função estão resumidos na Tabela 1.

Tabela 1 – Valores indicadores biológicos de efeito e exposição nos grupos expostos e controle.

Grupos Avaliados Pb‐S ALA‐U Mg/g creat.

ZnPPPg/dl

Hbg/dl

Grupo Controle N=65

5,4 ± 3,1 (1,4 ‐ 16,6)

1,9 ± 0,9 (0,5 ‐ 6,3)

16,5 ± 7,0(8,5 ‐ 59)

14,0 ± 1,3(0,7 ‐ 17,4)

Administação n = 31

13,1 ± 8,4*(1,4 ‐ 34,8)

4,6 ± 3,0 (1,2 ‐ 17,4)

21 ± 28(5,5 ‐ 125)

14,4 ± 1,5(11,6 ‐ 16,9)

Ser. Gerais n = 17

25,1 ± 9,1*(11,7 ‐ 46,3)

6,0 ± 3,8 (2,5 ‐ 18,3)

25,5 ± 20(9 ‐ 80)

15,0 ± 0,8(13,5 ‐ 16,1)

Manutenção n = 26

28,5 ± 9,8 *(10,7 ‐ 42,6)

6,9 ± 8,4 *(1,4 ‐ 42,1)

33 ± 38(10,5 ‐ 150)

14,8 ± 0,9(13,2 ‐ 16,1)

Laboratório n = 8

23,1 ± 7,6*(11,0 ‐ 56,5)

4,3 ± 1,0 (3,3 ‐ 6,6)

25,5 ± 17(10 ‐ 63,5)

15,6 ± 0,4(14,8‐ 16,1)

Sinterização n = 23

36,7 ± 9,8*(5,6 ‐ 55,4)

11,9 ± 9,3*(2,54 ‐ 32,55)

87,5 ± 107 *(14,5 ‐ 458)

15,0 ± 0,9(13,9 ‐ 17,0)

Fusão n = 41

37,9 ± 8,5 *(24,8 ‐ 55,0)

11,1 ± 6,9*(2,4 ‐ 30,9)

65,5 ± 45,5*(11,5 ‐ 150)

14,4 ±1,2(11,9 ‐ 16,9)

Refinaria n = 49

36,0 ± 9,1*(11,0 ‐ 56,5)

10,3 ± 9,5*(1,2 ‐ 47,0)

65,5 ± 61,5*(11 ‐ 307)

15,1 ± 0,9(12,9 ‐ 16,8)


Comparando‐se os valores de Pb‐S do grupo controle (5,4±3,9µg/dL) com o grupo de indivíduos de área administrativa (13,1±8,4µg/d/L), constatou‐se uma diferença es‐tatisticamente significativa (p<0,001) entre eles, demonstrando que embora os tra‐balhadores administrativos não exerçam atividade na área de produção da planta, possuíam uma fonte adicional de exposição, oriunda provavelmente, da contamina‐ção ambiental da metalúrgica. Não foi observado diferença signicativa (p>0,05) entre os indicadores de efeito (ALA, ZnPP e Hb) deste grupo quando comparado com o grupo controle. Diferença ainda mais significativa (p<0,0001) foi constatada compa‐rando‐se o Pb‐S do grupo dos trabalhadores de Serviços Gerais (25,1±9,1 µg/dL), da Manutenção (28,5±9,8µg/dL), do Laboratório (23,1±7,6µg/dL) e da Sinterização (36,7±9,8 µg/dL). Entretanto não foi observado diferença significativa (p>0,05) entre o Pb‐S dos grupos de Refinaria, Fusão e Sinterização, sugerindo níveis semelhante de exposição, bem como os grupos de Laboratório, Manutenção e Serviços Gerais. Em relação ao ALA‐U, que é o biomarcador de efeito, foi constatada uma diferença alta‐mente significativa (p<0,0001) quando comparada a média do grupo controle (1,9±0,9 mg/g creat.) com as médias dos grupos da Manutenção (6,9±3,8 mg/g creat.), Sinterização (11,9±9,3 mg/g creat), Fusão (11,9±6,9 mg/g creat.) e Refinaria (10,3±9,5 mg/g creat.), não sendo, porém, observada diferença estatística entre as médias deste grupo de trabalhadores. Considerando a ZnPP, outro marcador de efeito da ação do chumbo na síntese do grupamento Heme, constatou‐se uma dife‐rença altamente significativa (p<0,0001) entre as médias do grupo controle (13,5±0,9 µg/dL) e as médias dos grupos de Fusão (65,5±45,5 µg/dL), Sinterização (87,5±107,0 µg/dL) e Refinaria (65,5±61,5 µg/dL). Esta diferença foi menos significa‐tiva (p<0,0001) para o grupo de Manutenção (33,0±38,0 µg/d/L) e para o grupo de Serviço Gerais (25,5±20,0 µg/dL). Não sendo observada, porém, diferença significa‐tiva (p>0,05) entre os grupos controle (25,5±20,0 µg/dL) e o da Administração (21,0±28,0 µg/dL).

A Figura 1 apresenta uma distribuição gráfica dos valores médios de Pb‐S, ZnPP e ALA‐U dos grupos controle e dos grupos de trabalhadores expostos da metalúrgica.


Figura 1 – Distribuição dos bioindicadores PB‐S, ALA e ZnPP nos grupos controle e nos grupos de trabalhadores expostos.

Os níveis de chumbo no sangue da população geral têm diminuído ao longo do tempo em diversos países do mundo, provavelmente resultante das ações de controle de determinadas fontes de emissão de chumbo, como as de origem industrial e de deri‐vados do petróleo. O uso do álcool adicionado à gasolina reduziu a utilização de anti‐detonante à base de chumbo, contribuindo substancialmente para redução da emis‐são atmosférica de chumbo pelos automóveis, como acontece no Brasil (WHO, 1996 e Torra et al., 1995).

O grupo da administração apresentou Pb‐S de 13,1 µg/dL, significativamente mais elevado que o grupo controle (p<0,001), demonstrando que a proximidade do escri‐tório administrativo da área de produção da planta industrial e o uso do mesmo re‐feitório de outras instalações da empresa, podem ter contribuído para uma maior ex‐posição ambiental deste grupo, passando a apresentar níveis sanguíneos de chumbo semelhante aos de indivíduos que convivem próximo a áreas industriais de produção de chumbo reportada por outros pesquisadores (Carvalho et al., 1986; 0MS, 1979; WHO, 1996 e Fernícola & Azevedo, 1981).

Embora tenha ocorrido considerável aumento na produção e consumo dos compos‐tos de chumbo na década de 1970, observou‐se paralelamente uma redução substan‐cial nos níveis de Pb‐S de indivíduos ocupacionalmente expostos, refletindo uma me‐lhoria e maior atenção aos programas de vigilância epidemiológica, de medidas mais eficazes de higiene industrial e monitorização biológica dos trabalhadores exposto (Landrigan, 1999; WHO, 1996 e Gerhadsson et al., 1996). Os processos de fundição e refinaria de chumbo são os que provavelmente representam maior risco de exposi‐ção, confirmando os resultados obtidos neste estudo no qual os trabalhadores nas áreas de refinaria, fusão e sinterização apresentam as concentrações mais elevadas


de chumbo no sangue (Wineger et al., 1997; Landrigan, 1999; WHO, 1996; Baker et al., 1979 e Lundstron et al., 1997).

No Brasil o Ministério do Trabalho (Ministério do Trabalho, 1994) adota como valor de referencia do Pb‐S de até 40 µg/dL e para exposições ocupacional o IBMP (Índice Biológico Máximo Permitido) de 60 µg/dL. Neste estudo constatamos que 43,5% dos trabalhadores do grupo de sinterização, 36,6% de fusão, 32,6% da refinaria e 23 % da manutenção possuíam chumbo superior a 40 µg/dL, considerado como normal pela legislação brasileira é igual ou superior ao LTB estabelecido em diversos países, enquanto 12,2% dos trabalhadores da área de fusão, 12,2% da de refinaria e 7% da de sinterização, totalizando 12 trabalhadores nos três grupos, revelaram Pb‐S supe‐rior a 50 µg/dL, valor de chumbo sanguíneo mais elevado do que o estabelecido como LTB pela Organização Mundial de Saúde e a ACGIH dos Estados Unidos da América do Norte.

No que concerne o bioindicador de efeito, concentração urinária de ALA, observamos que 85,4% dos trabalhadores da área de Sinterização e de 81,6% da Refinaria pos‐suíam ALA‐U superior a 4,5 mg/g creat. que é estabelecido como valor de referência pela legislação brasileira, enquanto que 36,6% dos indivíduos da de Sinterização, 48,8% da de fusão e 30,6% da de refinaria apresentaram ALA‐U superior a 10 mg/g creat., adotado pela legislação brasileira como Índice Biológico Máximo Permitido (IBMP).

É possível concluir, portanto, que os trabalhadores com maior risco de exposição ocupacional ao chumbo na planta da metalúrgica estudado são representados pelos grupos da fusão, sinterização e refinaria alguns deles com elevadas concentrações de chumbo no sangue e importante alterações na concentração de ZnPP sanguíneo e ALA urinário.

Apesar da constatação de considerável constatação nos níveis de Pb‐S nos trabalhado‐res expostos em todo o mundo, motivando inclusive a revisão dos LTB’s estabelecidos na legislação de saúde ocupacional de diversos países, mas recentemente tem enfatizado a importância da toxicidade subclínica do chumbo, demonstrando que concentrações de chumbo no sangue mesmo abaixo do LTB’s adotados atualmente, podem desencadear importante toxicidade com nefropatia, neurotoxicidade central e periférica, efeitos sobre a reprodução, câncer renal e hipertensão arterial. Por outro lado, a associação de outros metais, como arsênico, cádmio e zinco presentes em de‐terminados tipos de minério, como a galena, utilizada pela metalúrgica avaliada pode aumentar o risco de toxicidade metal, como também influenciar na cinética de pro‐dução de determinados indicadores biológicos utilizados na monitorização dos tra‐balhadores expostos (Landrigan, 1989, 1999; Gerhadsson et al., 1996; Lundstron, 1997 e Candela et al., 1991). Desse modo o zinco pode ativar o ácido delta‐aminolevulínico desidratase (ALA‐D), influenciando na produção de ALA‐U22, o cádmio pode aumentar a nefrotoxicidade do chumbo, bem como outros fatores, com o consumo de álcool, que influencia na produção de alguns destes indicadores (Candela et al., 1991).


Monitorização biológica da exposição ambiental da população do entorno da extinta metalúrgica em 2011

Aplicação piloto do Protocolo de Avaliação

A aplicação piloto do Protocolo de Avaliação da População de Santo Amaro (SESAB) desenvolveu‐se entre agosto de 2010 e setembro 2011, como uma ação conjunta da Secretaria de Saúde do Estado da Bahia, com envolvimento do Laboratório Central (Lacen) da Superintendência de Vigilância e Proteção da Saúde (SUVISA) e da Secre‐taria de Saúde do Município de Santo Amaro. O protocolo é composto de uma série de questionários que devem ser aplicados a cada morador por enfermeiros e médicos em cada PSF das subregiões do município, com prioridade para aquelas comunidades do entorno da antiga fábrica. Esses questionários têm por objetivo levantar dados sóciodemográficos, hábitos de vida, histórico de exposição ocupacional, anamnese médica entre outros. Em seguida, essas pessoas deveriam ser convidadas para coleta de sangue e urina, para avaliação clínica e dos biomarcadores de exposição a metais pesados, sendo eles: Chumbo sanguíneo (Pb‐S), cádmio sanguíneo (Cd‐S), cobre sérico (Cu‐S), zinco sérico (Zn‐S) e ácido delta‐aminolevulínico urinário (ALA‐U).

O Laboratório de Toxicologia (LabTox) da Faculdade de Farmácia, através de um convênio firmado entre a Universidade Federal da Bahia e a SESAB em 2009, passou a ser o Laboratório de referência para o Estado da Bahia em análises toxicológicas. Portanto, todas as determinações dos biomarcadores de exposição humana a metais pesados do Projeto Purifica seriam executadas pelo LabTox‐UFBA.

Após diversas reuniões entre as equipes do LabTox e do Lacen, um procedimento operacional padrão foi elaborado, sob título: “Fluxo de Recepção, Cadastramento, Armazenamento e Transporte das Amostras Biológicas do Projeto “Purificação de Santo Amaro”. De acordo com o próprio título, este documento padronizaria o proce‐dimento de acompanhamento das amostras da coleta, recepção no Lacen, envio ao LabTox, assim como a emissão dos laudos e entrega dos resultados.

As análises toxicológicas foram executadas por metodologias de referência para aná‐lise de metais. Sendo espectroscopia de absorção atômica em forno de grafite com efeito Zeeman (AA GT240, Varian Inc), para análises de chumbo e cádmio sanguíneo de acordo com os métodos descritos no manual da Organização Mundial de Saúde (WHO, 1996) e Kummrow et al., 2008, respectivamente. Espectroscopia de absorção atômica no modo chama no equipamento EAA B55, Varian Inc. foi aplicada para as análises de zinco e cobre séricos, baseando em metodologias descritas por Ince et al., 2008 e Kelson et al., 1978, respectivamente. A dosagem de ALA na urina foi execu‐tada espectrofotometria no visível de acordo com o método descrito por Katsumara & Masana, 1978. Todas as análises foram acompanhadas por utilização em cada bate‐ria de material de referência para fins de controle interno de qualidade, sendo San‐gue níveis 1 e 2, Lyphocheck (BioRad), soro níveis 1 e 2 (Lyphocheck (BioRad). Além disso, o LabTox participa do Programa de Proficiência Analítica da Dosagem de


Chumbo Sanguíneo do Instituto Adolfo Lutz, do qual detém o Certificado de Profici‐ência Analítica nos anos de 2010 e 2011.

Resultados e disCuSsão

Foram avaliados 216 moradores atendidos no PSF do Trapiche. Foram 114 (52,8%) do sexo feminino e 102 (47,2%) do sexo masculino. Apenas 4,7% das pessoas avalia‐das tinham menos que 17 anos. Na faixa etária entre 20 e 40 anos foram 13,6%, entre 40 e 60 anos foram 43,5% e acima de 60 anos foram 37% dos participantes. A Tabela 2 apresenta os resultados dos valores médios, mínimos e máximos do chumbo e cádmio no sangue, estratificados por faixa etária e sexo.

Tabela 2 ‐ Níveis médios, mínimos e máximos de Pb‐S e Cd‐S estratificados de acordo com a faixa etária e sexo.

Faixa Etária Sexo N Pb‐S (µg/dL) Cd (µg/L)

<20 M

F

03

07

5,8 (0,5 – 15,5)

1,3 (0,5 – 2,4)

0,37 (0,21‐0,66)

0,33 (0,05 ‐0,87)

20 – 39,9 M

F

08

18

5,7 (0,5 – 14,6)

1,4 (0,8 – 8,6)

0,67 (0,20 – 1,12)

0,57 (018 – 1,79)

40 – 59,9 M

F

42

48

6,4 (0,5 – 22,8)

3,3 (0,5 – 15,3)

0,63 (0,18 – 1,66)

0,67 (0,10 – 5,17)

>60 M

F

43

32

9,6 (0,5 – 33,6)

4,6 (0,5 – 14,4)

0,91 (0,09 – 3,38)

0,94 (0,12 – 2,94)

A média do chumbo no sangue entre os homens foi de 7,7 µg/dL e nas mulheres 3,2 µg/dL, alcançando uma diferença estatisticamente significante (p<0,001). A maioria das pessoas avaliadas apresentaram plumbemia abaixo de 4,0 µg/dL. Apenas 6% ti‐veram plumbemia acima de 15 µg/dL e desses, somente cinco pessoas tiveram Pb‐S acima de 20 µg/dL, sendo somente um caso com Pb‐S igual a 33,6 µg/dL e todos do sexo masculino. Assim sendo, pode‐se observar na Tabela 2 que em todas as faixas etárias os níveis médios da plumbemia são sempre maiores nos homens do que nas mulheres e tendem a aumentar com a idade em ambos os sexos, demonstrando seu caráter acumulativo no organismo. Os níveis maiores observados no sexo masculino podem estar associados à exposição ocupacional pregressa na antiga fábrica ou em atividades que envolvessem o manuseio do solo contaminado, como a agricultura, pavimentação de vias, instalação de rede sanitária etc. A Figura 2 apresenta repre‐sentação gráfica dos níveis medianos da plumbemia de acordo com a faixa etária e sexo.


Figura 2 ‐ Mediana da plumbemia (µg/dL) nas diferentes faixas etárias estratificadas de acordo com o sexo.

Os níveis de cádmio variaram entre 0,05 µg/L a 5,17 µg/L, com valor médio de 0,74 µg/L. O valor esperado na população geral não fumante é de 0,50 µg/L e de até 1,5 µg/L em fumantes (WHO, 1996). Infelizmente não tivemos acesso aos dados coleta‐dos na aplicação dos questionários do protocolo ou mesmo se todas as pessoas avaliadas passaram pela entrevista e aplicação dos questionários. Portanto não co‐nhecemos o status dessas pessoas quanto ao hábito de fumar. Apenas 18 (8%) pes‐soas tiveram Cd‐S acima de 1,5 µg/L. A Norma Regulamentadora No 7 do Ministério do Trabalho estabelece o valor de 5,0 µg/L para Índice Biológico Máximo Permitido (IBMP) para o Cd‐S. O que significa dizer que trabalhador com valor de Cd no sangue maior que este deveria ser afastado da sua função. No entanto, estamos tratando de exposição ambiental e esta pessoa observada com Cd‐S maior que 5,0 µg/L é uma mulher de quase 60 anos. Esses resultados refletem uma exposição excessiva por parte da população, as quais em tese deveriam ser afastadas da fonte de exposição. A Figura 3 mostra os histogramas das distribuições de frequência dos níveis de Cd‐S es‐tratificado pelo sexo. Enquanto que a Figura 4 apresenta as medianas dos níveis de Cd‐S de acordo com a faixa etária e sexo.

Fem

Mas


Figura 3 ‐ Histogramas das frequências de indivíduos em cada nível de Cd no sangue de acordo com o sexo. Setas mostram os valores de referência do Cd‐S para não fumantes (NF) e fumantes (Fum.).

Podemos observar na Figura 4 um significante aumento dos valores médios de Cd‐S com a idade, refletindo dessa forma o forte potencial cumulativo do Cd. Este metal, diferente do chumbo que tem um tropismo pelos tecidos ósseos acumulando‐se na forma de pirofosfato de chumbo com meia‐vida de 5 a 25 anos, tem a capacidade de acumular‐se no córtex renal onde fica depositado com uma meia‐vida estimada em 30 anos (Roberts et at. 2001; WHO, 1996).

Figura 4 ‐ Mediana dos níveis de cádmio sanguíneo nas diferentes faixas etárias estratificada de acordo com o sexo.

Fem

Mas


Quanto aos níveis de ALA‐U, um biomarcador de efeito do chumbo, a média entre as mulheres foi 1,9 mg/g de creatinina, variando de 0,2 a 4,9 mg/g de creatinina. A mé‐dia no grupo masculino foi 2,0 mg/g de creatinina, variando de 0,6 a 7,5 mg/g de cre‐atinina. Segundo a NR‐7 (MT‐Br) o valor normal de ALA‐U é de 4,5 mg/g de creati‐nina e o IBMP de 10,0 mg/g de creatinina. Dentre todas as pessoas avaliadas 3,6% apresentaram níveis de ALA urinário acima do valor de referência. A Figura 5 apre‐senta a distribuição de frequência dos níveis de ALA‐U de acordo com o sexo.

Figura 5 Frequências dos indivíduos de acordo com os níveis de ALA‐U estratificadas de acordo com o sexo.

Foi observada uma fraca correlação (Spearman rho=0,198, p=0,009) entre os níveis de Pb‐S e os níveis de ALA na urina, somente quando este parâmetro não era corrigido pela creatinina urinária. Esta baixa correlação deve‐se ao fato dos baixos níveis de Pb‐S observados neste grupo, em que poucos valores de plumbemia estavam acima de 20 µg/dL. O aumento dos níveis de ALA reflete a inibição pelo chumbo da enzima ALA‐desidrogenase nas mitocôndrias do sistema hematopoiético, resultando no seu acúmulo no organismo e consequente excreção através da urina. Esta inibição enzimática resultará na redução da síntese do grupamento Heme da hemoglobina, tendo como consequência uma anemia hipocrômica (WHO, 2002).

Os demais parâmetros analisados como Cu‐S, Zn‐S apresentaram valores dentro da faixa normal esperada na população geral, não havendo nenhuma correlação com os níveis de Pb‐S ou Cd‐S.


O que mudou em quase 20 anos

Após vinte anos de cessada a operação da fundição primária de chumbo, os níveis desse metal suspenso no ar têm decaído sensivelmente, o que se reflete nos valores de plumbemia na população adulta e, sobretudo na população infantil. Os níveis de plumbemia reportados ao longo desses anos apresentam médias cada vez menores em crianças. Carvalho et al. (1980) avaliaram 555 crianças de 1 a 9 anos e encontra‐ram uma média de Pb‐S de 59,1±25,0 µg/dL; em 1985 Silvany‐Neto et al. (1989) ava‐liaram 53 crianças após adoção de medidas de controle de emissão na fundição e en‐contraram uma média de plumebemia de 36,9±22,9 µg/dL. Os últimos resultados de plumbemia em crianças dessa localidade disponíveis na literatura mostram que o valor médio em 47 crianças de 1 a 4 anos de idade foi de 17,1±7,3 µg/dL, onde 88% estavam acima de 10 µg/dL (Carvalho et al. 2003). Em adultos, de acordo com os da‐dos apresentados nas sessões anteriores, em 1992 a média de Pb‐S nos 31 trabalha‐dores da administração da empresa de fundição foi de 13,1±7,3 µg/dL, variando de 1,4 a 34,8 µg/dL. Já em 2011, o valor médio da plumbemia observada em adultos de 20 a 40 anos na população do entorno da antiga fábrica foi de 2,6±7,3 µg/dL. Esses dados demonstram como os valores de plumbemia tendem a aproximar‐se dos valo‐res esperados da população sem uma fonte pontual de contaminação após o encer‐ramento das atividades da fundição primária de chumbo em dezembro de 1993.

A fonte de exposição atual é o solo contaminado das ruas próximas da antiga fundi‐ção e a montanha de 490.000t de escória contaminada (Anjos, 1998). Essas fontes podem contaminar produtos nele cultivados, lixiviar para os recursos hídricos, con‐taminando os frutos do mar, sobretudo os bivalves que são filtradores, assim concen‐trando os metais pesados. Como foi o observado por Carvalho et al. (2003) que o chumbo depositado no solo e na poeira torna‐se uma fonte de exposição duradoura. Estima‐se que os níveis de chumbo no sangue aumentem em 3 a 7µg/dL por cada aumento de 1 000 ppm do metal no solo ou poeira (CDC, 2002). Isto significa, que embora o risco tenha diminuído, o perigo continua, pois a mobilização do solo con‐taminado pode elevar outra vez os níveis de partículas de chumbo em suspensão na atmosfera e culminar com a reexposição da comunidade a concentrações perigosas.

Recomendações sobre os biomarcadores

Diante da necessidade de prover evidências científicas incontestáveis quanto aos ní‐veis atuais e pregressos de exposição, aliado ao fato que deve haver uma otimização dos recursos públicos investidos neste estudo; é que, baseados nos resultados preli‐minares desta avaliação e, sobretudo, na toxicologia desses metais pesados, reco‐mendamos uma revisão nos biomarcadores a serem monitorados nesta população:

Para monitorização da exposição ao cádmio

A concentração de cádmio no organismo aumenta continuamente até cerca de 60‐70 anos, quando pode decrescer. Acumula‐se principalmente em rins e fígado devido à


habilidade desses tecidos em sintetizar metalotioneina, proteína que inativa o metal e protege o sistema enzimático celular (Bernard, 2008) da ação tóxica do cádmio, a qual se deve à afinidade por radicais sulfidrila, hidroxila, carboxila, fosfatil, cisteinil e histidil e ação competitiva com elementos essenciais como zinco, cobre, ferro e cálcio (Ramirez, 2002). Depois de ligado a metalotioneina, o cádmio é filtrado nos glomé‐rulos renais e reabsorvido nos túbulos proximais. A metalotioneina é então degra‐dada nas células tubulares, liberando o metal, o qual estimula a produção tubular da proteína. Em altas concentrações de Cd no córtex renal, o metal livre alcança níveis também elevados, provocando dano tubular. Visto que a toxicidade do cádmio é de‐pendente da concentração nos rins, os efeitos adversos não são observados após curto período de exposição (ATDSR, 2008). Assim sendo, a dosagem do cádmio uri‐nário (CdU) é o melhor marcador para exposição de longo de prazo.

Ainda, sugerimos a inclusão de um ou mais biomarcador de efeito sub‐clínico. O rim por ser um órgão compensatório só revela alterações dos valores de uréia e creati‐nina com perda de dois terços da função. Dessa forma, outros biomarcadores são re‐comendados a fim de detectar injúria precoce. Sugerimos a dosagem de um ou mais marcadores de lesão renal, como N‐acetil‐β‐glucosaminidase (NAG), retinol binding protein (RBP) e/ou β2‐microglobulina, os quais estão relacionados a danos provoca‐dos no túbulo contornado proximal. A β2‐microglobulina, expressa em células nucle‐adas e encontrada em baixas concentrações no plasma, e a RBP, responsável pelo transporte de retinol do fígado para os tecidos epiteliais, consistem em proteínas de baixo peso molecular geralmente filtradas pelos glomérulos renais e reabsorvidas nos túbulos proximais. Em caso de dano tubular, teores elevados dessas proteínas são detectados na urina e, por isso, são marcadores utilizados na monitoração de disfunção renal (Prozialeck et al,, 2007).

Para monitorização da exposição ao chumbo

Com base nos dados aqui apresentados, os níveis de chumbo sanguíneo observados nesta população não são elevados o suficiente para refletir um aumento significativo nos níveis de ALA urinário. Como foi observado por Lee (1982) e Menezes‐Filho et al. (2004) somente a um aumento da excreção de ALA quando os níveis de Pb‐S são acima de 40 µg/L. Neste grupo estudado, o valor mais elevado de Pb‐S foi de um ho‐mem que teve 33,6 µg/L e o ALA na urina de 1,0 mg/g de creatinina. Além do mais, o ALA não é um biomarcador específico dos efeitos do chumbo, ele pode estar elevado em doenças relacionadas ao sistema hematopoiético, sobretudo as porfirias. Deste modo, sugerimos que apenas indivíduos que tenha níveis de Pb‐S acima de 40 µg/L sejam requisitadas a dosagem de ALA urinário e da zinco‐protoporfirna eritrocitária (ZnPP).

Para os ex‐trabalhadores da fundição primária, a dosagem de Pb‐S não vai refletir os elevados níveis que estes trabalhadores tiveram no passado, como está descrito na primeira sessão deste capítulo. O ideal seria a quantificação dos níveis de chumbo depositados nos ossos, através de método não invasivo. Os ossos chatos ou trabecu‐


lares, a exemplo do externo, patela, etc, por sua alta perfusão são considerados depó‐sitos mais curto do chumbo, onde sua meia‐vida é estimada de 5 a 10 anos. Os ossos corticais como fêmur, tíbia, etc são mais rígidos e a meia‐vida do chumbo nesses teci‐dos é de 15 a 30 anos (ATSDR, 2005). Diversos estudos têm associado a exposição crônica ou pregressa de longo prazo ao Pb com uma série de efeitos como: hiperten‐são (Weaver et al., 2008), neurobehavioral effects (Dorsey et al., 2006) e danos na função renal (Muntner et al., 2007, Weaver et al., 2011). No entanto, esta metodolo‐gia baseia‐se na fluorescência de Raio‐X (XRF), a qual usa uma fonte radioativa de Cd109. Do nosso conhecimento, só existe um grupo no mundo que detém esta tecnolo‐gia e presta esse serviço através de consultoria, está localizado em Nova York na Mount Sinai School of Medicine, sendo coordenado pelo Dr. Andrew Todd.

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Introdução

Num bairro da Zona Leste do município de São Paulo, cerca de cem famílias ocupam um terreno onde funcionou uma fábrica de revestimento cerâmico, constroem casas e criam alguns animais domésticos. Em abril de 1997, ao fazerem uma escavação para instalar uma manilha de águas servidas, descobrem uma substância com cheiro muito forte. Uma vaca pasta na área. Descobre‐se que a substância é BHC, produto organoclorado usado como agrotóxico, proibido no Brasil, que nada tem a ver com a fábrica de revestimentos cerâmico e que foi provavelmente abandonado clandesti‐namente no terreno. Apela‐se para diferentes repartições dos governos municipal e estadual. Alguma medida urgente parece necessária, tanto em vista a periculosidade desse produto químico. Diversas perguntas se colocam: o que fazer? como fazer? quem deve fazer o que? quando? Esta repartição pública tem atribuição legal para fazer alguma providência? É sua competência? Quais as consequências se nenhuma medida for tomada? Quais as consequências se alguma medida for tomada? (SANCHEZ, 2001)

Com o objetivo de limpar o solo e as águas subterrâneas de substâncias tóxicas foi formulado pela Environmental Protection Agency (EPA), em 1986, a primeira sequen‐cia de procedimentos de correção para uma área contaminada. Estas ações corretivas foram desenvolvidas em cinco fases, sendo a inicial uma vistoria e avaliação prelimi‐nar do sitio, passando pela proposição de técnicas de remediação até a implantação das medidas corretivas e estabilizadoras (BERTENFELDER, 1992).

Neste período, no Brasil, em 1987, ocorre o acidente com o césio‐137 em Goiânia e, segundo Terra e Ladislau (1991), “a não definição dos culpados pelo acidente é que retarda o devido atendimento às vitimas, seja médico, seja financeiramente” o que

1 Doutorado em Engenharia Mineral/Universidade de São Paulo. [email protected] 2 Doutorado em Economia dos Recursos Naturais e do Desenvolvimento pela Escola de Minas de

Paris. [email protected] 3 Doutorado em Engenharia de Materiais. Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro.

[email protected]

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caracteriza uma ação desarticulada das instituições, por falta de leis específicas sobre a contaminação industrial, e suas consequências na saúde humana.

Dentro deste contexto, a partir da década passada, em São Paulo, um número expres‐sivo de trabalhos envolvendo o gerenciamento de áreas contaminadas por resíduos industriais e proposições para remediação de sítios foram se multiplicando, tais como Marker et al. (1994), Pompeia (1994), Sanchez (1995), Cunha (1997), Gloeden et al. (1997), Hassuda (1997), Leite et al. (1997), Sígolo (1997), Anjos (1988), Gloeden (1999), CETESB (1999), Crozera (2001), Silva, A.L.B. (2001), Silva, F. A. N. (2001), Toso Júnior (2001), Borba (2002), Sanchez (2006) e Marker (2008).

O termo remediation, na língua inglesa, refere‐se à abordagem de cunho educacional, uma “ação ou processo de correção ou domínio do conhecimento ou problema” (WEBSTERS, 1995). Contudo, este termo foi introduzido nos Estados Unidos e Eu‐ropa, pelos formadores de opinião, como um “conjunto de medidas objetivando a limpeza de sítios degradados por atividades industriais”, notadamente a disposição de resíduos tóxicos, que tenha causado a contaminação do solo ou do aquífero (SÁNCHEZ, 1994).

A USEPA define remediação como um conjunto de ações corretivas aplicáveis a um determinado sítio contaminado por resíduos perigosos. Na prática, essas ações mi‐nimizam os efeitos da contaminação, o que significa que dificilmente pode‐se recupe‐rar o sítio (BERTENFELDER, 1992). Enquanto que Bitar (1997) define a remediação como técnicas de tratamento que se destinam a “eliminar, neutralizar, imobilizar, confinar ou transformar elementos ou substâncias presentes no ambiente e, assim, alcançar a estabilidade química do ambiente”.

O termo remediação por vezes se confunde com recuperação. Gloeden (1999) e Sanchez (2001) discutiram as diferenças e aplicação destas terminologias, que se‐gundo (GLOEDEN op. cit.) podem ser empregadas quando determinarem medidas para compatibilizar o uso atual e futuro da área contaminada. Dentro deste contexto, a recuperação de áreas contaminadas seria todo o processo de aplicação de medidas corretivas necessárias para minimizar ou eliminar a contaminação, visando a utiliza‐ção da área para um determinado uso, enquanto a remediação está relacionada a medidas de contenção ou isolamento da contaminação. Enquanto Sanchez (op. cit.) enfatiza a recuperação como medidas para eliminar ou reduzir a quantidade de subs‐tâncias nocivas presentes no solo ou na água subterrânea, enquanto a remediação estaria relacionada a medidas para isolar os setores mais contaminados e remoção dos contaminantes a níveis seguros à saúde humana e ao ecossistema.

Todavia, a aplicação do termo remediação por vezes torna‐se improcedente quando dependente de respaldo jurídico, visto que, até o momento, não existe lei específica no Brasil para remediação de sítios contaminados. Entretanto, o mesmo não ocorre com a especificação do termo recuperação na Constituição Federal de 1988, regula‐mentado pelo Decreto Federal 97.632/89 para projetos de mineração e denominado Plano de Recuperação de Áreas Degradadas. Nestas condições, a recuperação deve

JJoossee ÂÂnnggeelloo SSeebbaassttiiããoo AArraauujjoo ddooss AAnnjjooss,, LLuuiiss EEnnrriiqquuee SSáánncchheezz ee LLuuiizz CCaarrllooss BBeerrttoolliinnoo 105

ser entendida como o resultado da aplicação de técnicas de manejo objetivando tor‐nar a área adequada para um novo uso (SANCHEZ, 2001).

Schianetz (1999) não utilizou o termo remediação e correlaciona o passivo ambien‐tal4 de áreas contaminadas por resíduos industriais a ações para a sua recuperação, tais como: necessidade de ações imediatas; objetivos da recuperação; duração da ação da recuperação; tipos de contaminantes e suas relações com o subsolo; recursos financeiros disponíveis e; aspectos legais referentes à segurança da operação.

Já o manual de gerenciamento de áreas contaminadas (CETESB, 1999), primeiro pro‐tocolo brasileiro sobre áreas contaminadas, define a remediação como a “aplicação de técnica ou conjunto de técnicas em uma área contaminada, visando à remoção ou contenção dos contaminantes presentes, de modo a assegurar uma utilização para a área, com limites aceitáveis de riscos aos bens a proteger”.

Desta forma, o sistema de gerenciamento de áreas contaminadas da CETESB contem‐pla uma etapa para investigação para a remediação (selecionar dentre as varias op‐ções de técnicas existentes aquelas mais apropriadas para o caso considerado) e em seguida um projeto de remediação (base técnica para o órgão gerenciador ou órgão de controle ambiental avaliar a possibilidade de autorizar ou não a implantação e operação dos sistemas de remediação propostas).

Todavia, duas décadas após as primeiras regulamentações efetuadas pelos Estados Unidos5 para limpeza de solos contaminados e, da intensa investigação tecnológica patrocinada pelos países industrializados, em especial, Estados Unidos, Canadá, In‐glaterra, Holanda e Alemanha, constata‐se que as dificuldades de recuperação dessas áreas contaminadas continuam. Esta conclusão decorre da complexidade que envolve a contaminação dos sítios, das técnicas aplicadas não atingirem seus objetivos ple‐namente e, notadamente, pelos elevados custos para implementação da remediação.

Estas condições vêm favorecendo a especificidade de técnicas de remediação com menores custos, como as apresentadas nas Sixth and Seventh International Conference on Contaminated Soil, realizadas sequencialmente, em 1988, em Edinburgh, UK e 2000, em Leipzig, Alemanha. Nestas conferências foram enfatizadas as dificuldades de atingir padrões mais restritivos com as tecnologias atuais, a

4 Segundo Schianetz (op. cit.), passivos ambientais são deposições antigas e sítios contaminados que produzem riscos para o bem estar da coletividade, segundo a avaliação tecnicamente respaldada das autoridades competentes. Porém, para Sánchez (op. cit.), o passivo ambiental é o acúmulo de danos (impactos) ambientais que devem ser reparados a fim de que seja mantida a qualidade ambiental de um determinado local.

5 Comprehensive Environmental Response, Compensation, and Liability Act (CERCLA), aprovado em 1980, foi a primeira lei que tratou da contaminação do solo e das águas subterrâneas, também conhecida como “Superfund”. Esta lei foi precedida das regulamentações especificas para água, ar e resíduos sólidos, respectivamente, Water Pollution Control Act (1948), Clean Air Act (1955) e Solid Waste Control Act (1965) (SÁNCHEZ 2001)


necessidade de conviver com as áreas contaminadas e a urgência na utilização do bom senso para determinação dos sítios com riscos imediatos, além de serem enfatizadas as pesquisas sobre técnica de atenuação natural dos contaminantes, caracterizada pelo seu baixo custo na execução da remediação.

Nessas circunstâncias, diversas organizações mundiais, em especial as instituições ligadas ao Mercado Comum Europeu6, Leste Europeu e América do Norte, vêm apresentando propostas de cooperação, para troca de conhecimento científico e pro‐posições de metodologias e testes de novas tecnologias de remediação para os solos e as águas subterrâneas.

No Brasil, desde 1992, algumas técnicas de descontaminação de solo já vinham sendo executadas pelo setor privado, dentre elas o processo Bergmann e tecnologias con‐vencionais como: incineração, extração química, descoloração, biodegradação, esta‐bilização e vitrificação. Todavia, um dos grandes empecilhos à implementação da re‐mediação nos solos contaminados estava relacionado ao custo operacional das tec‐nologias que variava de US$ 122/m3 quando utilizado o processo Bergmann, a US$ 1.282/m3 o custo para a incineração com remoção do contaminante (ROHRIG; SINGER 1996).

Contudo, em 1997, a revista Química e Derivados apresentou uma grande discussão denominada de “Controle ambiental chega ao subsolo”. Neste artigo são apresentadas as proposta dos planos de ação da CETESB para sítios contaminados em conjunto com a Agência Ambiental do Governo Alemão (GTZ) e, são enfatizados os procedi‐mentos para desenvolvimento do Manual de Áreas Contaminadas, além do estabele‐cimento dos valores de referência e intervenção para solo e água subterrânea no Es‐tado de São Paulo (FURTADO, 1997).

Durante este período, a metodologia adotada para diagnóstico e avaliação de áreas contaminadas seguiu os procedimentos aplicados pela USEPA, e sequenciado em três fases:

Fase 1 – Auditoria de conformidade, quando serão levantadas as legislações ambien‐tais pertinentes; licenças Municipais, Estaduais, Federais e Ambientais; mapas e lau‐dos de riscos ambientais, saúde ocupacional, ergonômico e notificações de acidentes, além de inspeção e conhecimento dos equipamentos instalados a céu aberto e em sub‐solo;

Fase 2 – Delineamento da contaminação, quando serão levantadas as informações que permitam quantificar o nível de contaminação existente no solo e água subterrâ‐nea, por meio do conhecimento geológico e hidrológico da área, utilização de proce‐

6 O Concerted Action on Risk Assessment for Contaminated Sites in the European Union (CARACAS); Contaminated Land Rehabilitation Network for Environmental Technologies in Europe (CLARINET); Network for Industry Contaminated In Europe (NICOLE) e Risk Abatement Center for Central and Eastern Europe (RACE).


dimentos normalizados para amostragem e caracterização da/s fonte/s de contami‐nação e qualificação e quantificação das substâncias tóxicas por meio de análises químicas. Nesta fase também devem ser estabelecidas as prioridades para a remedia‐ção, o risco imediato à saúde publica, além dos custos e detalhamento para a remedi‐ação; e

Fase 3 – Programa detalhado de monitoramento e ações corretivas, por meio de pro‐gramas de risco à saúde e ao ecossistema, aplicação de técnicas de remediação e ava‐liação sistemática da persistência das substâncias tóxicas no sitio contaminado.

Porém é cada vez maior o número de sítios contaminados que vêm sendo identifica‐dos no Brasil, principalmente, em função do descarte inadequado ou clandestino dos resíduos industriais7 existentes no passado. Embora não exista um cadastro de áreas contaminadas no Brasil, somente o estado de São Paulo contempla um programa para a região metropolitana e, que já teria 2300 áreas potencialmente identificadas. Dados apresentados por Gloeden (1999) apresentam somente para a bacia do Gua‐rapiranga, no Estado de São Paulo, 1267 áreas potencialmente contaminadas.

Todavia, com a implantação de protocolos específicos para os sítios contaminados no Estado de São Paulo, em especial o Manual para Gerenciamento de Áreas Contamina‐das (Figura 1), os Valores de referência de qualidade do solo e águas subterrâneas e a nova legislação implementada pela prefeitura de São Paulo para ocupação de lotes urbanos que dispõe de diretrizes e procedimentos relativos ao gerenciamento de áreas contaminadas no Município8, o Estado de São Paulo tornou‐se pioneiro na América do Sul por possuir mecanismos específicos e legais para avaliação de sítios contaminados.

A partir da implementação dos protocolos estaduais, a CETESB apresentou em maio de 2002 o primeiro cadastro de áreas contaminadas, compreendendo 255 sítios já em fase de remediação. Este cadastro, disponível na internet (www.cetesb.sp.gov. br/Solo/areas_contaminadas/relacao_areas.htm), é compreendido por uma ficha com dados sobre a área contaminada.

Em 2009, foi promulgada a Resolução CONAMA 420/2009 que dispõe sobre critérios e valores orientadores de qualidade do solo quando à presença de substâncias quími‐cas e estabelece diretrizes para o gerenciamento ambiental de áreas contaminadas por essas substâncias em decorrência de atividades antrópicas.

7 Segundo a Fundação Nacional de Saúde (FUNASA), órgão do governo federal, as áreas com maior potencial de risco a saúde humana são: Santana, no Estado do Amapá, presença de arsênio; Santo Amaro da Purificação, no Estado da Bahia, contaminação por chumbo e cádmio; Duque de Caxias, no Rio de Janeiro, contaminação por pesticidas; Goiânia, Goiás, contaminação por material radioativo e, em São Paulo, entre outros o Condomínio Barão de Mauá, presença de benzeno, Recanto dos Pássaros em Paulínea, presença de organoclorados e Fabrica de Bateria Ájax, contaminação por chumbo.

8 Decreto n 42.319, de 21 de agosto de 2002.


Nesta Resolução fica estabelecido que a avaliação da qualidade do solo, quanto à pre‐sença de substancias químicas, deve ser efetuada com base em Valores Orientadores de Referencia de Qualidade, de Prevenção e de Investigação, sendo que os Valores de Referência de Qualidade do solo‐VQRs (concentração de determinada substância que define a qualidade natural do solo, sendo determinada com base em interpretação estatística de análises físico‐químicas de amostras de diversos tipos de solos) para substâncias químicas naturalmente presente serão estabelecidos pelos órgãos ambientais competente dos Estados e do Distrito Federal, em até 04 anos após a pu‐blicação desta Resolução, de acordo com o procedimento estabelecido no anexo I desta Resolução (CONAMA 420/2009). O prazo final para estabelecimento do VRQs finda em 27 de dezembro de 2013.

Todavia, em 2011 foi negada pelo órgão ambiental do Estado da Bahia, a licença de localização do projeto imobiliário MCMV – Residencial Solar Paraíso, vinculado ao PAC‐ Programa de Aceleração do Crescimento do Governo Federal, localizado na Fa‐zenda Mucumbe, à 200 (duzentos) metros da metalurgia da Plumbum. Embora o projeto estivesse fora da área de restrição do uso do solo segundo o plano diretor do município de Santo Amaro, o órgão ambiental considerou que a área apresentava risco à saúde humana.

1. Tecnologias de remediação

Após a revolução industrial, responsável pela concentração e disposição inadequada de resíduos tóxicos, e dos problemas causados à saúde humana pela migração dos metais pesados no solo e águas subterrâneas nas formas potencialmente disponíveis, tais como os exemplos mundialmente conhecidos do “Love Canal”, nos Estados Uni‐dos, “Lekkerkerk” na Holanda, e “Minamata” no Japão.

As técnicas de remediação evoluíram rapidamente, principalmente as oriundas dos processos consagrados na metalurgia. Porém, as pesquisas sobre sítios contaminados conviveram, por muito tempo, dividida em dois grandes grupos de tecnologias de remediação (ANDERSON, 1994a; 1994b; 1994c; 1994d e 1994f; USEPA, 1990). A rea‐lizada ex situ, caracterizada por técnicas que promovem a remoção do solo para des‐contaminação e posterior reposição no local de origem ou disposição em aterro ade‐quado. E a técnica in situ, realizada no local da contaminação, e sendo largamente utilizada tanto para remover a contaminação do solo como para as águas subterrâ‐neas.


Fonte: CETESB (1999)

Figura 1 – Fluxograma de procedimentos para avaliação de sítios contaminados


Segundo Schianetz (1999), as técnicas de remediação podem ser diferenciadas entre processos in site (sem remoção do material), on site (remosão e tratamento no local) e off site (tratamento fora do local). Estas técnicas apresentam vantagens e desvanta‐gens que devem ser avaliadas, conforme o Quadro 1.

Quadro 1 ‐ Vantagens e desvantagens dos processos de remediação

Processo in site

Vantagem relativamente barato

Desvantagens dificuldade de descontaminar de forma uniforme; problemas consequentes são de difícil avaliação; grande despêndio de tempo; e êxito da recuperação não pode ser constatado com confiabilidade

Processo on site

Vantagem êxito da recuperação é de fácil repetibilidade

Desvantagens após o tratamento o solo fica biologicamente morto e mineralogicamente alterado;

a utilização de solventes para a extração compromete sua separa‐ção no final do processo;

na escavação ocorrem riscos ao meio ambiente e a saúde; e é 2 a 3 vezes mais caro que os processos in site

Processo off site

Vantagens geralmente rentável; e a área ter um destino imediato a uma utilização

Desvantagens problema é transferido; são necessários centros de tratamento para a descontaminação; e grande dispêndio no transporte e proteção no trabalho

Fonte: Schianetz (1999)

As principais técnicas de remediação testadas pela USEPA, durante o período de 1990, nos países industrializados, e aplicadas em escala piloto e reais (ROEHRING; SINGER, 1996), se deram em função do número expressivo de áreas potencialmente contaminadas na Comunidade Européia, cerca de 1.500.000 (CROZERA, 2001), e das 500.000 áreas na América do Norte (SANCHEZ, 2001).

Isso foi possível graças a políticas especificas para esses sítios e à disponibilidade de recursos financeiros pelos Governos envolvidos. Segundo Cunha (1997), entre 1980 e 1986 foi destinado pelo Superfund, respectivamente, US$ 1,6 bilhão e 9,0 bilhões, e segundo Sanchez (2001), o custo médio da remediação do Superfund por sítio ficou em US$ 29 milhões.

Porém, já no ano fiscal de 1993, a USEPA realizou a primeira seleção de tecnologias de remediação mais frequentemente usadas nos sítios contaminados e controladas


pelo Superfund. A aplicação e desenvolvimento destas técnicas nos sítios Superfund proporcionaram a elaboração de uma coletânea denominada Innovatie site remediation technology, organizada pela Americam academy of environmental erngineers com a assistência da USEPA, composta por oito volumes. Este trabalho foi desenvolvido por mais de 100 especialistas, que classificaram como principais tecnologias de remediação, a biorremediação, o tratamento químico, o tratamento por extração, os processos de solidificação e estabilização, a lavagem e vaporização do solo, a dessor‐ção termal, a destruição termal e a extração por vapor a vácuo.

Esta publicação se constituiu em uma grande avaliação dos resultados quantitativos das principais técnicas empregadas pela USEPA, sendo discutido amplamente o po‐tencial de aplicação das técnicas, seus processos e evolução, suas limitações e seu po‐tencial como tecnologia inovadora (ANDERSON, 1994a e 1994b).

Em USEPA (1990), foram apresentadas três classes de tecnologias utilizadas especifi‐camente para metais pesados. Elas foram classificadas como contenção, solidifica‐ção/estabilização e separação/concentração (Quadro 2).

Quadro 2 ‐ Tecnologias de remediação

Classificação da tecnologia Tecnologia especifica

Contenção Cobertura Barreiras verticais Barreiras horizontais

Solidificação/Estabilização Micro‐encapsulamento de polímeros Vitrificação

Separação/Concentração Lavagem de solo in situ Lavagem solo ex situ Pirometalurgia Eletrocinetica

Fonte: USEPA (1990)

Na USEPA (1990) foram selecionadas as mais promissoras tecnologias in situ de re‐mediação para sítios contaminados por compostos orgânicos e inorgânicos. Esta pro‐posição foi determinada pelo aumento significativo destas tecnologias nos processos de seleção e avaliação das remediações desenvolvidas nos sítios Superfund. As tec‐nologias para tratamento de solo foram:

― Eletrocinética – a) eletromigração (transporte e troca de espécies químicas dentro do gradiente elétrico, acarretando a captura dos contaminantes (Figura 2); b) ele‐tro‐osmose (transporte de fluído no gradiente elétrico); e c) eletrólise (reações químicas associadas com o campo elétrico).

― Fitorremediação – a) fitoextração (tecnologia que usa plantas hiperacumuladoras para transporte de metais (Ni, Co, Cu, Cr e Zn) do solo para dentro da raiz); b) fi‐


toestabilização (uso de plantas para limitar a mobilidade e biodisponibilidade dos metais (Zn, Pb e Cu) no solo; e c) rizofiltração (uso de raízes de plantas aquáticas para absorver, concentrar e precipitar metais de resíduos).

― Lavagem do solo in situ (soil flushing) – usado em solos com alta permeabilidade quando são utilizadas águas ou reagentes químicos para solubilização e extração dos contaminante (Figura 3).

Fonte: USEPA (1990)

Figura 2 – Remediação de solo contaminado por eletromigração

― Solidificação/estabilização (S/S) – solidificação é o processo de troca das características físicas no resíduo para controle e redução da mobilidade dos con‐taminantes, criando uma barreira física para a lixiviação. Enquanto a estabilização é o processo de tratamento que converte o contaminante para baixas formas de mobilidade através interações termais e químicas (imobilização). Exemplos de S/S são a vitrificação do solo e a utilização de reagentes de estabilização in situ (Qua‐dro 3).


Fonte: USEPA (1990)

Figura 3 – Remediação por lavagem do solo.

Jaagumagi (2002) apresentou, além das técnicas in situ e ex situ (remoção seguida de tratamento e disposição), a atenuação natural como a terceira e mais nova categoria básica de remediação para limpeza de sedimentos de canais de porto. Segundo o au‐tor, a atenuação natural é uma abordagem baseada em procedimentos e monitora‐mento de processos biológicos e químicos que ocorrem naturalmente, reduzindo a contaminação do solo e águas subterrâneas. Requer o conhecimento detalhado de químicos, físico‐químicos, hidrologistas e biólogos. Esta nova forma de remediação vem se consagrar com a European conference on natural attenuation realizada em ou‐tubro de 2002, em Heidelberg na Alemanha.

Segundo Oliveira (2000), a Atenuação natural monitorada (ANM) se caracteriza como a tecnologia de remediação com maior viabilidade econômica para o acompanha‐mento geoquímico e atividade microbiológica de contaminantes orgânicos em sub‐superfície. Estes dados são referendados pelos projetos de remediação utilizando ANM em tanques subterrâneos nos Estados Unidos (Figura 4). Entretanto, para o National Reserch Council (NRC) dos Estados Unidos a ANM é uma técnica de remediação até o momento desenvolvida para os contaminantes orgânicos, BTEX,


hidrocarbonetos oxigenados (álcoois, cetonas e ésteres de baixo peso molecular) e cloreto de metileno.

Quadro 3 ‐ Tecnologias de solidificação/estabilização

Reagentes de estabilização in situ Vitrificação

Adição de reagentes pozzolanicos com ou sem aditivos para converter quimicamente e fisicamente contaminantes para baixas formas de mobilidade

Uso de energia para dissolver solos e en‐capsular contaminantes quimicamente e fisicamente produzindo baixa mobilidade e maior forma estável

Aplicado para muitos metais tais como o arsênio, mercúrio e cromo hexavalente

É aplicada geralmente para arsênio , chumbo, cromo, cádmio, cobre, zinco, as‐besto e metais radioativos

A sua eficiência depende de baixas percen‐tagens de argilas

A presença de voláteis e altas concentra‐ções de contaminantes orgânicos pode diminuir a sua eficiência.

Fonte: USEPA (1990)

Fonte: Tulis et al. (1997 apud Oliveira, 2000)

Figura 4 – Programas de remediação em tanques subterrâneos

Outra forma de implementar técnicas de remediação em sítios contaminados é defi‐nida por meio da caracterização do alvo a ser atingido no projeto de remediação (SMITH et al., 1995). Por meio deste procedimento devem ser enfatizado critérios e opções aproximadas para os principais objetivos da remediação, sendo preponde‐rante a redução do volume do contaminante; o estabelecimento de forma de estacio‐nar a mobilidade do meio contaminado e diminuir sua mobilidade. Estes procedi‐mentos são distribuídos nos seguintes grupos:


1. Tratamento por imobilização ‐ são técnicas in situ que se caracterizam pela re‐dução da mobilidade dos contaminantes na matriz do solo ou no transporte dos con‐taminantes nas águas, por meio dos seguintes mecanismos: redução da infiltração no meio contaminado por meio do uso de barreiras; redução da infiltração através da modificação da permeabilidade da matriz contaminada; redução da solubilidade e consequentemente a mobilidade do contaminante nas águas subterrâneas; e o con‐trole do fluxo dos contaminantes nas águas para permitir a coleta e tratamento (SMITH et al,. 1995). As técnicas mais empregadas são:

― Sistema de encapsulamento;

― Barreiras verticais;

― Barreiras horizontais, e

― Solidificação/Estabilização.

2. Tratamento de redução da toxicidade ‐ são técnicas aplicadas para redução da toxicidade por processos químicos e biológicos. Geralmente converte os contaminan‐tes metálicos da matriz do resíduo sólido para uma forma menos tóxico. As principais tecnologias de tratamento químico são:

― Oxidação química – reações que alteram o estado de oxidação dos átomos através da perda dos elétrons. As reações predominantes são a precipitação e a solubiliza‐ção, e são processos utilizados basicamente para compostos orgânicos;

― Redução química – é um processo de redução no qual o estado de oxidação de um átomo tende a decrescer. As principais reações são a precipitação e a solubiliza‐ção, e

― Neutralização química – reações que regulam as concentrações de soluções de íons hidróxido e hidrogênio. São utilizados para tratamento de sólidos que são ex‐cessivamente ácidos ou básicos.

― Os processos biológicos empregados na remediação de áreas contaminadas obti‐dos por intermédio da decomposição da molécula orgânica em moléculas mais simples, por exemplo: CO2, CH4, sais inorgânicos e água. Este processo envolve reações de absorção, oxidação, redução, biolixiviação, bioextração, biosorção e re‐dução ou oxidação biológica. As principais tecnologias de tratamentos biológicos são:

Bioacumulação – é o processo de transferência de metal da matriz contami‐nada para a biomassa, podendo o metal ser acumulado em organismos vivos seletivos ou biomassas não vivas;

Oxido‐redução biológica – é uma técnica utilizada para selecionar microorganismos através da redução ou oxidação dos metais, e

Metilização – é o processo através do qual organismos atacam o grupo metil (CH3) para formar metais inorgânicos.


3. Tratamento por concentração e separação – são tecnologias desenvolvidas a partir das técnicas de tratamento de minério. As principais técnicas são os processos físicos de separação pirometalúrgicas e hidrometalúrgicas. As tecnologias in situ são os processos por lavagem de solos e a extração eletrocinética por águas subterrâneas. O principal problema que envolve a implementação destas tecnologias é o elevado custo e a obtenção de um desejável nível dos resultados.

Principais tecnologias de remediação aplicada para metais

Algumas tecnologias para tratamento de solos e águas contaminadas por metais pe‐sados, especialmente, chumbo, cádmio, zinco e cobre, são encontradas em grande densidade na literatura. Daí, sua aplicação e eficiência no processo de remediação dependem do tipo de remediação proposto (contenção, estabilização ou limpeza), do acesso a tecnologias disponíveis no mercado além do custo para a remediação. Estes fatores têm levado muitos sítios contaminados a utilizarem mais de uma tecnologia de remediação para que haja êxito no processo de recuperação.

A USEPA (1990) apresentou uma listagem dos principais contaminantes que sofre‐ram tratamento in situ enfocando somente a contaminação no solo. Os metais identi‐ficados são: chumbo (445 sítios); arsênio (388 sítios); cromo (352 sítios); cádmio (276 sítios); níquel (276 sítios) e zinco (273 sítios), além do mercúrio e cobre em menores proporções em sítios Superfund. O Quadro 4 apresenta as tecnologias de contenção aplicadas nos principais sítios do Superfund.

Quadro 4 ‐ Tecnologias de contenção

Nome do sitio Tecnologia especifica

Metais Tecnologia associada

Situação

Ninth Avenue Dump, IN Contenção Pb Barreira vertical e cobertura

Selecionado

Industrial Waste Control, AK Contenção As, Cd, Cr e Pb

Cobertura e drenos Em operação

E.H. Shilling Landfill, OH Contenção As Cobertura e berma de argila

Selecionado

Chemtronic, NC Contenção Cr e Pb Cobertura Selecionado

Ordnance Works Disposal, WV

Contenção As e Pb Cobertura Selecionado

Industriplex, MA Contenção As, Pb e Cr Cobertura Selecionado

Fonte: USEPA (1990)


O Quadro 5 apresenta as tecnologias de solidificação/estabilização aplicada no Superfund.

Quadro 5 ‐ Tecnologias de solidificação/estabilização

Sitio Tecnologia especifica Metais Tecnologia associada

Situação

DaRewal Chemical, NJ Solidificação Cr, Cd e Pb Bombeamento e tratamento

Selecionada

Marathon Battery Co.,m Ny

Fixação química Cd e Ni Dragagem e dis‐posição offsite

Em operação

Nascolite, Millville, NJ Estabilização de solo em wetlands

Pb Disposição on‐site Selecionada

Roebling Steel, NJ Solidificação/estabilização As, Cr e Pb Cobertura Selecionada

Waldick Aerospace, Nj Solidificação/estabilização Cd e Cr Disposição offsite Executado

Palmerton Zinc, Pa Estabilização Cd e Pb _ Em operação

Tonnoli Corp., PA Solidificação/estabilização As e Pb Barreira química Selecionada

Whitmoyer Laboratories, PA

Oxidação/ficação As Bombeamento e tratamento, cober‐tura e revegetação

Selecionada

Bypass 601, NC Solidificação/estabilização Cr e Pb Cobertura e bom‐beamento e tra‐tamento

Selecionada

Flowood,MS Solidificação/estabilização Pb Cobertura Executada

Independente Nail, SC Solidificação/estabilização Cd e Cr Cobertura Executada

Papper’s Steel and Alloys, FL

Solidificação/estabilização As e Pb Disposição onsite Executada

Gurley Pit, AR Solidificação/estabilização Pb Executada

Pesses Chemical, TX Estabilização Cd Cobertura com concreto

Executada

E.I. Dupont de Nemours, IA

Solidificação/estabilização Cd, Cr e Pb Cobertura e reve‐getação

Executada

Shaw Avenue Dump, IA

Solidificação/estabilização As e Cd Cobertura e moni‐toramento das águas subterrâ‐neas

Executada

Gould Site, OR Solidificação/estabilização Pb Cobertura e reve‐getação

Em operação

Fonte: USEPA (1990)


O Quadro 6 apresenta as tecnologias de lavagem de solo ex‐situ (soil washing)1 e in‐situ (soil flushing)2 aplicada no Superfund.

Quadro 6 ‐ Tecnologias de lavagem de solo

Sitio Tecnologia especifica

Metal Tecnologia associa‐da

Situação

Ewan Property, NJ Tratamento da água1

As, Cr, Cu e Pb

Pré‐tratamento com extração de solven‐tes para remoção de orgânicos

Selecionada

GE Wiring Divices, PR Água com solução adi‐tiva de Kl1

Hg Tratamento de re‐síduo, disposição on site e cobertura com solo argiloso

Selecionada

King of Prússia, NJ Água tratada com aditivos1

Ag, Cr e Cu Disposição de solo no solo

Executada

Zanesville Well Field, OH Lavagem de solo1

Hg e Pb SVE para remover orgânicos

Selecionada

Twin Cities Army Ammunition Plant, MN

Lavagem de solo1

Cd, Cr, Cu, Hg e Pb

Lixiviação do solo Executado

Sacrament Army Depot CA

Lavagem de solo1

Cr e Pb Disposição de resí‐duos líquidos off‐site

Selecionado e posteriormente retirado

Lipari Landfill, NJ Lavagem de solo e resí‐duos2

Cr, Hg e Pb Contenção com barreiras horizon‐tais e wetlands

Em operação

United Chrome Products, OR

Lavagem de solo2

Cr Eletrocinetica Em operação

Fonte: USEPA (1990)

No ConSoil’ 98 diversas tecnologias de remediação para metais pesados foram apre‐sentadas. Entre elas as técnicas hidrometalúrgicas para a remoção de metais por lixi‐viação apresentaram resultados significativos com a utilização de ácido cítrico (H3C), Na2 EDTA e HCl‐CaCl2 (Quadro 7), a lavagem de partículas finas do solo contaminado com zinco por flotação e a utilização de tecnologias usando fosfatos, sedimentos de origem biológicas e cinzas para a estabilização de solos altamente contaminados nas área de mineração (KONTOPOULOS; THEODORATOS 1998) .


Quadro 7 ‐ Testes de lixiviação para extração de metais

Pb Zn Cd As Ca Mg Al Fe Mn

Conc. inicial do solo (mg/kg)

34800 2020 100 2800 72800 15200 12900 60000 3500

Ácido cítrico (H3C)

3,3 moles H3C/kg solo %

6,6 moles H3C/kg solo %

54,6

66,1

61,4

72,8

72,0

92

3,6

10

65,2

70,9

37,5

53,3

9,3

12,1

3,5

5,5

74,3

86

Na2 EDTA%

2,5 moles Na2H2L/kg solo

2,5 moles Na2H2L/kg solo

75,6

79,9

55,4

67,8

96,0

100

21,0

26,1

78,7

82,6

6,4

6,7

6,3

7,9

2,8

4,2

82,9

90,0

HCL

5,6 moles HCL/kg solo %

6,7 moles HCL/kg solo %

88,1

91,1

87,8

91,3

87,4

91,8

0,01

6,1

91,7

88,1

93,9

47

1,4

7,0

93,0

94

Fonte: Papassiopi et al. (1998)

Enquanto que no Prague (20009), foi dada grande ênfase na remediação in situ de sedimentos, principalmente em canais de portos com grandes movimentações de produ‐tos industrializados. Estes sedimentos geralmente precisam ser dragados, remediados e dispostos adequadamente. Desta forma as principais tecnicas de remediação in situ para metais pesados em sedimentos são apresentadas no Quadro 8.

9 Fifth International Symposium and Exhibition on Environmental Contamination in Central and Eastern Europe, 12‐14 setembro de 2000, Praga/Republica Checa.


Quadro 8 ‐ Remediações in situ de sedimentos

Remediação Tipo de con

taminante

Tecnologia utilizada Implementação da tecnologia

Remoção dos con‐taminantes e con‐centração biológica

Ni, Zn, Cu e Cd

Fitoextração (entrada de metais na planta)

Introdução da espécie vegetal, cultivo e incineração

Transformação quí‐mica

Metais Precipitação de metais Infiltração de sais e construção de wetlands

Fixação de contami‐nantes por sorção ou imobilização

Metais Precipitação de metais como hidróxidos ou complexos insolúveis. Encapsulamento de metais em matriz inorgânica.

Aumento do pH por adição de cal ou hidróxidos alternativos; Precipitação ou adsorção perto das raízes das plantas. Adição de cimento; Vitrificação usando corrente elétrica; Adsorção de metais nas su‐perfícies de aluminossilicatos e argilas.

Redução da dispersão advectiva próximo a superfície da água.

Todos os con‐taminantes

Aumento da resistência hidrológica. Redução da erosão. Isolamento hidrogeo‐lógico.

Recobrimento por camadas; Desnitrificação do sedimento. Introdução de espécies vegetais Desvio de drenagens

Redução da dispersão advectiva próximo a água subterrânea.

Todos os con‐taminantes

Aumento da resistência hidrogeológico. Isolamento hidrogeo‐lógico.

Aplicação de camada de argila. Medidas de controle do nível hidrostático.

Ações para contenção Todos os contaminan‐tes

Redução do risco Troca de função do canal nave‐gável

Fonte: Zeman; Patterson (2000)

Pesquisas desenvolvidas por Marseille et al. (2000) enfocaram a mobilidade dos me‐tais pesados nas espécies vegetais (Quadro 9) e sedimentos contaminados dragados do rio Scarpe, no norte da França. A contaminação, oriunda de uma metalurgia de zinco, apresentou as seguintes concentrações (mg/kg) nos sedimentos: Zn (6000); Pb (600); Mn (230); Fe (17000) e Ti (1400).


Quadro 9 ‐ Concentrações de Zn, Pb, Cd e Cu nas raízes

Espécies Zn (mg/kg) Cd (mg/kg) Pb (mg/kg) Cu (mg/kg)

Urica diosca 104010 29,40,4 300,7 33,60,4

Epilobium parviflorum 4307 8,70,2 5,30,2 9,50,1

Epilobium hirsutum 33010 7,10,7 5,20,2 8,00,2

Polygonum hydropiper 240090 884 21020 633

Rononculus sceleratus 10001600 5060 100140 3043

Ellytdrigia repens 170050 444 1846 603

Fonte: Marseille et al. (2000)

Quanto aos sítios contaminados por metais pesados no estado de São Paulo e que se encontram em processo de remediação e disponíveis no site da CETESB, constata‐se que em muitos sítios contaminados, já estão sendo aplicadas técnicas de controle (Quadro 10).

Entre estes sítios avaliados pela CETESB encontra‐se a Plumbum Mineração e Meta‐lurgia Ltda, à margem do ribeirão Furnas Iporanga/SP. O plano de recuperação ambi‐ental para este sítio contaminado prevê as seguintes etapas (POMPEIA, 2002): remo‐ver e isolar as fontes ativas de contaminação; minimizar o transporte secundário de metais pesados; reduzir o risco de exposição humana aos poluentes; tornar os níveis remanescentes de contaminação em superfícies compatíveis com os usos de preser‐vação ambiental e turismo; e estabelecer mecanismos de monitoramento da conta‐minação remanescente.


Quadro 10 ‐ Sítios contaminados por chumbo e metais associados

Sitio Contaminante Ações imediatas Remediação

Tonolli do Brasil, Jacareí/SP

Chumbo Cobertura do resíduo;Remoção do resíduo/solo; Tratamento de líquidos con‐taminados; Monitoramento ambiental

A ser definida

Saturnia Sistema de Energia Ltda, Sorocaba/SP

Chumbo Cobertura do resíduoPrevenção/consumo de água; Tratamento de Líquidos con‐taminados; Monitoramento ambiental

Bombeamento e tratamento das águas subterrâ‐neas

Acumuladores Ájax Ltda, Bauru/SP

Chumbo Prevenção do consumo de alimentos; Monitoramento ambiental

A ser definido

CAF Argentifera Furnas Mineração, Iporanga/SP

Chumbo Remoção de resíduos/solo Projeto ‐ Remoção de resíduos

Emplas Comércio e Be‐neficiamento de Metais Ltda, Elias Fausto/SP

Chumbo Monitoramento ambiental A ser definida

Gerdau S/A, Cotia/SP Chumbo e Ácido clorídrico

Prevenção ao consumo de água; Tratamento de líquidos con‐taminados; Monitoramento ambiental

A ser definida

Mangels Insdústrias Ltda, São Bernardo do Campo/SP

Chumbo, zinco e bário

Tratamento de líquidos con‐taminados

Bombeamento e tratamento de águas subterrâ‐neas

Panasonic do Brasil Ltda, São José dos Campos/SP

Chumbo, cádmio e zinco

Barreira física e hidráulica;Remoção de resíduos/solo; Tratamento de líquidos con‐taminados; Monitoramento ambiental

Bombeamento e tratamento de águas subterrâ‐neas

Prolub Rerrefino de lu‐brificantes Ltda, Presi‐dente Prudente/SP

Chumbo, cádmio e cromo

Monitoramento Ambiental A ser definido

Região dos lagos de Santa Gertrudes, Santa Gertrudes/SP

Chumbo, cád‐mio, zinco e boro

Cobertura de resíduos;Estabilidade de aterro; Isolamento da área; Prevenção ao consumo de água e alimentos; Monitoramento ambiental

Remoção de con‐taminante e cober‐tura de sedimento de fundo de lagos

Polibrasil Resinas S.A, Mauá/SP

Chumbo, cádmio e mercúrio

Monitoramento ambiental A ser definido

Fonte: www.cetesb.sp.gov.br/Solos/areas_contaminadas/relacao_areas.htm (2002)


Proposições para remediação do sitio da PLUMBUM

A estratégia para a recuperação da área afetada pela Plumbum deve alcançar toda a área contaminada em ações que contemplem intervenções imediatas, a médio e em longo prazo. O planejamento e ações seqüenciadas para recuperação do sítio deverão contemplar medidas de intervenção que deverão começar nas instalações industriais da metalurgia, até a área contaminada do estuário do rio Subaé.

Como estratégia inicial de ação foi avaliada a extensão da contaminação por meio da análise de todos os dados disponíveis sobre a área. Nesta averiguação foram delimi‐tadas três áreas distintas para intervenção: a primeira representada pela metalurgia e seu entorno imediato; a segunda compreendendo as áreas de aterros de escória (quintais de residências, sub‐base de calçamento das ruas de Santo Amaro e aterros em vias públicas na zona urbana) e; a terceira reunindo a zona rural, o rio Subaé e seu estuário.

Todavia, a implementação de medidas de remediação para o sítio da Plumbum de‐pende do grau de recuperação que se deseja alcançar na área, o que está relacionado com seu uso futuro. Esta condição está subordinada a valores de intervenção do solo estabelecido pela CETESB (2009), e ao aporte de recursos a ser disponibilizados para o Plano de Recuperação Ambiental, que envolve diretamente os custos para imple‐mentação das tecnologias de controle, monitoramento ambiental e, principalmente, a remediação do solo e da escória.

De acordo com estas premissas foram levantadas as principais etapas a serem desen‐volvidas para formulação do Plano de Recuperação Ambiental no sitio da Plumbum, que são as seguintes (ANJOS, 2003):

Delimitação das áreas de abrangência da contaminação: foram delimitadas as seguintes áreas (Figura 5):

― a área de influência direta e fonte principal de contaminação é delimitada pelas instalações da Plumbum e seu entorno imediato;

― avaliação da fonte de contaminação na área industrial, com o objetivo determinar a extensão e o grau de comprometimento da fonte de contaminação, do solo e se‐dimento, além das águas superficiais e subterrâneas;

― a área de influência indireta, compreendendo as fontes primárias e secundárias de contaminação situadas na zona urbana da cidade, que ocorreram por meio da de‐posição inadequada, em forma de aterros, da escória, em ruas sem calcamento e disposição de escória nas sub‐base de estradas calçadas ou asfaltadas, dos conta‐minantes carreados para o do rio Subaé, além da poeira, e

― a área de influência aqui denominada regional é composta pelo entorno da cidade de Santo Amaro até a nascente do rio Subaé e o seu estuário.


Determinação dos valores orientadores de qualidade do solo quanto à presença de substâncias químicas:

― determinação das áreas de investigação (agrícola e APMax; residencial e indus‐trial); e

― estabelecimento de diretrizes para o gerenciamento ambiental da área contami‐nada e uso do solo;

a. Definição da área emergencial de intervenção: por se tratar da principal fonte de contaminação, a área industrial da Plumbum e seu entorno deverão sofrer in‐tervenções, em curto prazo, por meio de um Plano de Recuperação Ambiental para o sítio industrial;

b. Delimitação das áreas de intervenção a curto e médio prazo: áreas urbanas, em especial a Av. Ruy Barbosa e o alto da COBRAC;

c. Complementação da avaliação de risco à saúde humana: Reavaliação e complementação dos estudos nos compartimentos ambientais e seu risco à saúde humana, desenvolvido pela FUNASA em 2003.

d. Plano de remediação para o sítio da PLUMBUM: definição das tecnologias e técnicas de remediação para intervenção a curto, médio e longo prazo.

e. Plano de recuperação das edificações: projeto de uso futuro da área que contemple a reutilização ou demolição das instalações;

f. Programa de Educação Ambiental: que contemple a compatibilidade de viver em área contaminada; e

g. Plano de monitoramento Ambiental.

Estratégia para recuperação da área

A estratégia para definição do Plano de Remediação proposta para a área pauta‐se nos seguintes critérios:

― delimitação das áreas de validação dos dados disponíveis e intervenção: a) área de influência direta compreendida pelas instalações da Plumbum e seu entorno imediato (Sub‐área 0); b) área do entorno até 300m (Sub‐área I); c) área entre 300 e 600m (Sub‐área II); área entre 600 e 900m (Sub‐área III); área entre 900 e 2.000m (Sub‐área II‐a); área entre 2.000 e 3.000m (Sub‐área II‐b) e área entre 3.000 e final da zona urbana e estuário do Subaé (Sub‐área II‐C) (adaptado de TAVARES, 1990) (Figura 5)

― a validação dos levantamentos realizados nas áreas, para determinação de todas ocorrências da escória e resíduos finos depositados nas instalações industriais, sub‐base das ruas e quintais, além da poeira e águas superficiais e subterrâneas;


― determinação de todos os metais tóxicos contidos na fonte de contaminação, solo e sedimentos;

Fonte: Tavares (1990)

Figura 5 – Delimitação das áreas e subareas para intervenção

Proposições para intervenção na Subárea 0 – instalações da Plumbum

a. Remoção da escória e solo contaminado para tratamento exsitu: O trata‐mento exsitu, fora da cidade de Santo Amaro, da escória poderá ser viabilizado por meio de tecnologias de hidrometalurgia (PURIFICA, 2002) ou pirometalurgia, retirando‐se os metais contidos na escória e a tornando inerte;

b. Disposição da escória e solo contaminado das ruas e quintais em aterro industrial dentro das instalações da Plumbum: A disposição controlada se dará por meio de aterro industrial para os solos contaminados e escória (PURIFICA, 2002), e o controle da contaminação via águas superficial por meio de célula de wetlands (ANJOS, 2003)

O aterro industrial terá as seguintes características (PURIFICA, 2002):

Primeira etapa – isolamento da área! – se caracteriza pela construção de cerca em todo domínio da Plumbum e que tem como objetivo impedir o acesso de pessoas e animais na área contaminada.

Segunda etapa – deslocamento e aterramento da escória: Esta fase corresponde ao serviço de terraplanagem para deslocamento da escória que se encontra no entorno da fábrica e disposição da mesma no vale onde grande quantidade de escória já se encontra em forma de um barramento. A execução desta etapa tem como objetivo


dispor os 57.160 m3 de escória de forma adequada até a cota 115 e um deslocamento até 53m em direção à zona alagadiça estudada.

Terceira etapa – Sistema de impermeabilização: Esta etapa tem como objetivo a exe‐cução do sistema de impermeabilização do topo e laterais do barramento da escória, com o intuito de evitar a lixiviação da escória. O sistema de impermeabilização do topo do barramento é composto por camadas superpostas de solo vegetal, material drenante e uma barreira hidráulica composta por argila compactada (espessura mí‐nima de 0,6, grau de compactação superior a 95%, teor de umidade dentro da faixa de 2% e permeabilidade inferior a 10‐7 cm/s) intercalada por uma geomembrana de polietileno com espessura de 1mm. Complementando o sistema foi prevista a im‐permeabilização do fundo da lagoa com camadas de argila compactada de 0,3m e uma geomembrana de 1mm de espessura e uma alvenaria de pedra com fundação situada a 2m de profundidade da superfície e topo na cota 108 (Figura 6).

Fonte: Machado (2001)

Figura 6 – Esquema do sistema de impermeabilização


Quarta etapa – sistema de drenagem: Nesta etapa foram dimensionados os elementos de drenagem superficial composto por canaletas e bermas com o objetivo de in‐terceptar e desviar o escoamento das águas pluviais para fora da área do barramento e evitar o aparecimento de erosão, além de sugerir uma galeria para a remoção e condução das águas acumuladas a montante do barramento da escória.

Quinta etapa – sistema de contenção: Se refere à construção de um muro de gravi‐dade com cerca de 4m de altura total, incluindo a altura da base (2 m), que tem como objetivo evitar a percolação da água da lagoa.

A célula da wetland proposta consiste tem como características: solo com alta capa‐cidade de atenuação física (condutividade hidráulica do solo igual a 10 –9 cm/s), ate‐nuação química dada pela alta capacidade de troca catiônica da montimorilonita e matéria orgânica; terreno plano e de fácil adaptação às obras da wetland.

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AAvvaalliiaaççõõeess eeccoollóóggiiccaass ee eeccoottooxxiiccoollóóggiiccaass rreellaacciioonnaaddaass aaoo ccaassoo ddaa PPlluummbbuumm eemm SSaannttoo AAmmaarroo ((BBAA)) JJúúlliiaa CCaarriinnaa NNiieemmeeyyeerr11 SSiillvviiaa EEgglleerr22 EEdduuaarrddoo MMeennddeess ddaa SSiillvvaa33

Introdução

Em áreas contaminadas por metais, estudos envolvendo a avaliação e o monitora‐mento dos ecossistemas envolvidos são necessários para entender e prever a biodis‐ponibilidade, a transferência, a bioacumulação e os efeitos dos poluentes para as co‐munidades biológicas e para a saúde humana (DOUAY et al., 2009). Estes estudos ge‐ralmente envolvem a determinação da concentração de metais nos compartimentos ambientais (solo, água subterrânea, água superficial, sedimentos, poeira) e na biota (DOUAY et al., 2012), visando a proteção da saúde humana e dos ecossistemas, além de envolver a realização de avaliações ecotoxicológicas e da estrutura e funciona‐mento dos ecossistemas impactados.

Este capítulo tem como objetivo dar uma visão geral dos estudos envolvendo ecolo‐gia e ecotoxicologia relacionados à contaminação por metais gerada pela atividade da antiga Plumbum Mineração e Metalurgia em Santo Amaro (BA). Tais estudos foram realizados no solo da região de influência da antiga fábrica, na zona urbana de Santo Amaro, nos sedimentos do rio Subaé e na baía de Todos os Santos, desde a época em que a usina estava em funcionamento até o presente. Estes estudos, embora disper‐sos, buscaram caracterizar a contaminação e as possíveis rotas de exposição aos me‐tais no solo e sua biota; água, sedimento e biota do rio Subaé; além do risco ecológico envolvendo tanto ecotoxicidade dos metais quanto impacto físico da disposição do resíduo sobre os organismos do solo.

Dentre os fatores que controlam o destino dos contaminantes inorgânicos, como os metais, nos ecossistemas, estão a proximidade em relação à fonte, a persistência no ambiente, os fatores de bioconcentração e bioacumulação, e a biodisponibilidade (WALKER et al., 2006). Os metais não se degradam e podem acumular‐se nos compo‐nentes do ambiente onde manifestam sua toxicidade, sendo os solos e sedimentos seus locais de maior deposição, e a biota associada a estes compartimentos é a de maior preocupação pela possibilidade de causar risco à saúde humana. Além de po‐der causar toxicidade aos organismos terrestres e aquáticos, pela absorção direta ou biomagnificação, os metais também podem se depositar na superfície das plantas.

1 Mestrado em Ecologia e Biomonitoramento. UFBA ‐ Universidade Federal da Bahia. 2 Mestrado em Ecologia. UNICAMP ‐ Universidade Estadual de Campinas. 3 Doutorado em Biogeografia. Universitat des Saarlandes. Alemanha

AAvvaalliiaaççõõeess eeccoollóóggiiccaass ee eeccoottooxxiiccoollóóggiiccaass rreellaacciioonnaaddaass aaoo ccaassoo ddaa PPlluummbbuumm eemm SSaannttoo AAmmaarroo ((BBAA)) 132

Através do consumo de água ou da biota contaminada, inalação de poeira ou ingestão acidental de solo pelas crianças, alguns metais podem fazer parte da cadeia alimentar humana e causar intoxicação (JÄRUP, 2003), como já constatado em Santo Amaro (CARVALHO et al., 1996).

O caso de Santo Amaro tem sido alvo de vários estudos sobre a caracterização da con‐taminação nos compartimentos ambientais, através de análises químicas para a de‐terminação da concentração de metais. Porém, no foco ambiental e envolvendo risco ecológico, poucos trabalhos têm estudado como a contaminação existente afeta ainda hoje a estrutura e o funcionamento dos ecossistemas atingidos, e consequentemente, os serviços oferecidos pelos ecossistemas para a vida humana. Esta abordagem pode incluir tanto levantamentos de campo, como por exemplo, a análise da estrutura e diversidade da comunidade vegetal ou de comunidades aquáticas in situ, quanto os ensaios de ecotoxicidade, usando organismos vivos e os expondo ao material cole‐tado nos locais em análise. Em geral, há uma ausência de estudos integrados e de longa duração com estas abordagens.

Avaliações biológicas são especialmente importantes porque o risco ecológico não é previsível a partir de análises químicas. Isto porque a biodisponibilidade dos metais vai depender das características do meio (por exemplo, pH, matéria orgânica, capaci‐dade de troca catiônica) e pode ser alterada ao longo do tempo por fatores físicos do meio, ou pode ser alterada pela atividade dos organismos (atividade enzimática de microrganismos do solo, pH intestinal de invertebrados de solo, bioturbação de ma‐riscos que vivem no sedimento, dentre outros) (ALLEN, 2002).

Dentre as avaliações biológicas disponíveis, os ensaios de ecotoxicidade têm sido usados em conjunto com as análises químicas para avaliar o risco ecológico de áreas contaminadas por metais, como áreas de mineração e áreas industriais desativadas (ALVARENGA et al., 2008; ANTUNES et al. 2008; WEEKS et al., 2004). Os ensaios de ecotoxicidade são usados para expor organismos‐teste a um meio (água, sedimento ou solo) contaminado, com o objetivo de avaliar se a contaminação é alta o suficiente para causar algum efeito adverso sobre a sobrevivência, crescimento, reprodução ou outros atributos destes organismos (USEPA, 1994). Dentre as vantagens dos ensaios de ecotoxicidade estão o fato de que eles revelam o efeito combinado da mistura de contaminantes presentes, incluindo contaminantes não analisados ou para os quais não existem limites máximos estabelecidos (FERNANDEZ et al. 2005; JENSEN; MESMAN, 2006; WEEKS et al. 2004). Alguns ensaios são especialmente úteis em es‐tudos de “varredura”, usados para identificar os locais onde há maior toxicidade e consequentemente maior risco ecológico, como os ensaios de comportamento de fuga, enquanto que outros ensaios revelam os efeitos crônicos sobre a biota em uma exposição prolongada (JENSEN; MESMAN, 2006).

JJúúlliiaa CCaarriinnaa NNiieemmeeyyeerr ,, SSiillvviiaa EEgglleerr ee EEdduuaarrddoo MMeennddeess ddaa SSiillvvaa 133

A bacia do rio Subaé

A bacia hidrográfica do rio Subaé encontra‐se localizada no Recôncavo Norte, abran‐gendo parte de sete municípios: Feira de Santana, São Gonçalo dos Campos, Santo Amaro, São Francisco do Conde, São Sebastião do Passé, Amélia Rodrigues e Conceição do Jacuípe, numa área de 655 km². Está localizada entre as coordenadas geográficas de 12o 15’ e 12o 40’ latitude sul e 38o37’ e 39o00’ longitude oeste. O prin‐cipal curso d’água é o rio Subaé, o qual tem sua nascente na chamada Lagoa do Subaé (bairro Subaé e Loteamento Parque do Subaé) no perímetro urbano de Feira de Santana, servindo como corpo receptor de efluentes industriais do Centro Industrial do Subaé e esgotos domésticos provenientes de vários bairros adjacentes. Este aporte provoca diminuição da concentração de oxigênio dissolvido na estação seca e pH do sedimento de neutro a básico (HATJE et al., 2006; 2010). Seus principais afluentes são: a) margem direita: rio Sergi (principal afluente), rio Pirauna, rio da Serra e rio Serji‐Mirim e b) margem esquerda: rio Traripe (principal afluente) e rio do Macaco. Sua foz está localizada no município de São Francisco do Conde na baía de Todos os Santos, em frente à ilha de Cajaíba. O rio Subaé é considerado como a prin‐cipal fonte de material em suspensão para a baía de Todos os Santos (HATJE et al., 2006), transportando e distribuindo partículas contaminadas para as águas e sedi‐mentos da baía.

De um modo geral a área da bacia hidrográfica é recoberta com espécies que comu‐mente constituem a Floresta Perenifólia (vegetação secundária) e manguezais que recobrem as margens desde a foz do rio Subaé até as proximidades da cidade de Santo Amaro. A vegetação típica de Mata Atlântica vem sendo degradada devido à ação antrópica, inicialmente pelo extrativismo e posteriormente por culturas diver‐sas e pastagens. Atualmente, restam cerca de 5% da sua cobertura original.

Primeiros indícios de contaminação e de ecotoxicidade relacionados à Plumbum

Uma completa revisão sobre o histórico de contaminação em Santo Amaro pode ser vista na tese de Anjos (2003). É lá que encontramos o relato de que, em 16 de de‐zembro de 1961, o jornal de maior circulação no município, “O Archote”, trazia como manchete principal “COBRAC: fábrica de chumbo e de morte”. A reportagem referia‐se a um estudo desenvolvido pelo engenheiro químico Dr. Hans Dittmar, contratado por pecuaristas da região, alarmados com a grande mortalidade de gado e suínos. Após um estudo minucioso, o Dr. Dittmar atribuiu às atividades da fábrica a morte de cerca de 250 burros, 200 bovinos, além de outros animais, relacionando‐as às emis‐sões atmosféricas tóxicas, e alegou que os processos usados pela fábrica para o pro‐cessamento do chumbo eram dos mais primitivos. A polêmica levou a fábrica a tomar algumas medidas de controle da contaminação atmosférica, além da aquisição de ter‐ras no seu entorno, buscando continuar sua produção (ANJOS, 2003).


Em 1975, o prof. José Oscar N. Reis realizou estudos sobre a qualidade das águas do rio Subaé. Os valores encontrados para Cd variaram entre 0,0042 mg/L e 0,0813 mg/L e para Pb entre 0,04 mg/L e 6,18 mg/L, superando os limites máximos para esses elementos na água estabelecidos pela Organização Mundial da Saúde – O.M.S. (REIS, 1975 Apud SANTOS, 2011). Como resultado, a Secretaria do Meio Ambiente do Governo Federal firmou convênio com o Centro de Pesquisa e Desenvolvimento (CEPED), na época responsável pela execução da política ambiental no estado, e a equipe da UFBA do Projeto de Estudos Ecológicos do Recôncavo, para estudos dos níveis de contaminação por metais nas águas, nos sedimentos e na fauna na área da baía de Todos os Santos (OLIVEIRA, 1977). Estes levantamentos mostraram a região do estuário do rio Subaé como sendo a mais crítica de contaminação de Pb e Cd. Nos moluscos, as concentrações de metais foram em média superiores aos limites para consumo humano estabelecidos pela FAO/WHO para Pb, 2 ppm (matéria úmida) e 10 ppm (matéria seca) e para Cd 500 µg (valor máximo semanal) (OLIVEIRA, 1977).

Em um estudo preliminar dos poluentes metálicos da baía de Todos os Santos, Donnier et al. (1977, apud CARVALHO et al., 1982) encontraram em sedimentos do rio Subaé, concentração média de 23,7 ppm de Cd, com intervalo entre 0,5 – 120 ppm. Estes autores reportaram teores de cádmio (em peso seco) variando de 80 a 135 μg/g em amostras de ostra, de 13 a 40 μg/g em amostras de siri e de 40 a 60 μg/g em amostras de sururu, na época em que a usina estava em funcionamento, se‐gundo dados relatados na dissertação de Santos (2011). A zona mais crítica de con‐taminação dos sedimentos e biota compreendia o estuário do rio Subaé. As altas con‐centrações de Pb e Cd encontradas nos mariscos levaram à realização de estudos vol‐tados para as populações consumidoras.

Entre o período de 1975 e 1980, a equipe do Projeto Estudos Ecológicos do Recôn‐cavo (PEER) da UFBA e do CEPED realizaram vários estudos sobre a contaminação por Pb e Cd em diferentes compartimentos ambientais. Costa (2001, Tabela 7, p. 44) apresenta os resultados das concentrações obtidas para estes metais:

1. Rio Subaé: a) águas: Pb média = 1,6 mg/L; próximo à PLUMBUM: Pb máximo = 6,0 mg/L). Valores de referência para água: Cd = 0,003 mg/L e Pb = 0,01 mg/L (W.H.O., 2011).

2. Alimentos: a) ostras: Cd média = 4 µg/g; b) frutas e verduras: Cd mínima = 0,004 µg/g, Pb em banana e laranja mínima = 0,010 µg/g, e vegetais folhosos: Cd má‐xima = 11,8 µg/g e Pb máxima = 215 µg/g. Valores de referência para alimento Cd = < 10 µg/g (W.H.O., 2004).

Em 1996, os resultados dos estudos da Universidade Federal da Bahia, através do Programa de Monitoramento dos Ecossistemas ao Norte da Baía de Todos os Santos (UFBA, 1996 Apud FUNASA, 2003), mostraram que as concentrações médias de me‐tais nas amostras de sururu coletadas em São Brás (Pb = 1,36 µg/g e Cd = 0,86 µg/g) e São Francisco do Conde (Pb = 33,7 µg/g e Cd = 0,25 µg/g) representavam um im‐portante indicativo sobre a possível exposição humana a alimentos contaminados.


Em 2001, Cunha e Araújo (2001, apud FUNASA, 2003) realizaram um estudo pericial onde, em amostras de águas superficiais na área da Plumbum, as concentrações má‐ximas para Pb foram de 37,2 mg/L e para Cd de 0,46 mg/L. O estudo também incluiu amostras de frutas (sete amostras), com concentrações de Pb = 12,35 ± 0,30 µg/g e de Cd = 1,88 ± 0,03 µg/g, tubérculos (quatro amostras) com concentrações de Pb = 14,1 ± 1,55 µg/g e de Cd = 2,32 ± 0,54 µg/g e gramíneas, concentrações de Pb = 85,0 μg/g e de Cd = 41,3 μg/g. Outro estudo foi realizado com amostras de gramíneas no mesmo ano, 2001, coletadas a 300 m da Plumbum e a 1, 6, 10 e 14 km de Santo Amaro por Costa (2001). As concentrações (em peso seco) encontradas em gramí‐neas a 300 m da Plumbum foram Pb = 30,2 ± 2,7 μg/g e Cd = 1,23 ± 0,05 μg/g; e a 14 km, Pb = 0,897 ± 0,386 μg/g e Cd = 0,302 ± 0,036 μg/g. Correlações positivas foram encontradas entre as concentrações de Pb nas plantas e no solo. Para comparação com concentrações de Pb e Cd de áreas não contaminadas, a autora considerou como valores de referência 1 μg/g para Pb, e 0,3 μg/g para Cd.

Em um estudo mais recente, realizado pela Funasa (2003), coletas de sedimento fo‐ram realizadas a 500 m à montante da Plumbum, da Plumbum até o início do mangue em Santo Amaro, e do mangue de Santo Amaro até São Brás. Os metais determinados nos sedimentos foram: As, Cu, Hg, Pb, Ni e Zn. Os resultados obtidos foram divididos em duas faixas, T = 0‐5 cm e F = 5‐10 cm, onde as concentrações de metais determi‐nadas foram: Pb na faixa T = 24,39 ± 10,64 ppm (n = 17) e F = 32,25 ± 31,15 ppm (n = 17); As na faixa T = 0,94 ± 0,31 ppm (n = 5) e F = 0,63 ± 0,08 ppm (n = 4); Cd na faixa T = 0,54 ± 0,08 ppm (n = 4) e F = 0,73 ± 0,33 ppm (n = 4). Também foram coletadas nove amostras de moluscos (sururu) no mangue entre Santo Amaro e São Brás, onde em um ponto a concentração máxima de Pb foi de 5,73 ppm.

O estudo realizado pela Funasa (2003) relata que, na colônia de pesca de Caieira, onde os pescadores e suas famílias vivem à beira do rio Subaé, quando questionados sobre a qualidade do pescado e da água do rio, os pescadores informaram que entre 1994 e 1995 o “mangue morreu”, e que “hoje é necessário andar mais, para se encontrar mariscos”. Relatam ainda que a quantidade e a qualidade das espécies foram re‐duzidas (FUNASA, 2003). Estes relatos mostram um possível efeito tóxico para os ecossistemas em questão, com um impacto sobre um serviço do ecossistema essen‐cial para a sobrevivência destas comunidades, que pode ser resultado da contamina‐ção gerada pela Plumbum ou por outros impactos que o rio Subaé vem sofrendo.

A contaminação dos compartimentos ambientais e da biota atualmente

A Tabela 1 apresenta uma compilação dos dados existentes sobre a determinação dos metais Pb e Cd nos compartimentos ambientais e na biota. Pode‐se notar que a con‐taminação persiste na biota associada a solos e sedimentos contaminados.

Uma das conclusões da análise de risco à saúde humana realizada pela Funasa (2003) é a de que os mariscos contaminados constituíam‐se em uma rota presente e possi‐velmente em uma rota futura de contaminação humana. Os dados levantados neste


estudo e em estudos anteriores corroboraram a contaminação passada, presente e possível contaminação futura da cadeia trófica deste compartimento aquático. Os au‐tores recomendaram a realização de estudos que determinem os pontos de maior concentração dos metais nos sedimentos, principalmente nas proximidades da Plumbum, para melhor delimitar as áreas que oferecem riscos.

Hatje et al. (2006) estudaram a contaminação por metais no rio Subaé, a estrutura da comunidade de organismos bentônicos (coletados no sedimento), e a contaminação por metais em amostras de solo nas vizinhanças da usina da Plumbum. As estações de coleta no canal principal do rio estavam distribuídas desde o estuário, na baía de Todos os Santos, até a montante da cidade de Santo Amaro. Os metais analisados na fração < 63 µm foram: Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb e Zn. Além da digestão para a análise total com água‐regia, foi realizada outra com solução de HCl 1M, utilizada para obter dados sobre biodisponibilidade. A menor concentração total no sedimento foi de Cd (0,223 mg/kg) e a maior de Zn (877 mg/kg). Nas amostras de solo, as maiores con‐centrações foram de Pb (> 15091 mg/kg) e de Zn (2291 mg/kg). Das extrações com HCl 1M, Cd, Zn, Mn e Pb apresentaram as maiores porcentagens de recuperação com 60 a 90%, 60%, 60% e 80%, respectivamente, sugerindo que esses metais foram, principalmente, solubilizados pela dissolução de óxidos metálicos. Os resultados obtidos com a análise das comunidades bentônicas indicaram que estas foram nega‐tivamente afetadas pelas altas concentrações de metais, especialmente de Co em to‐das as estações amostradas. Os autores concluíram que o passivo da usina da Plumbum representa uma fonte contemporânea (alta mobilidade e contínuo alto po‐tencial de impacto ambiental) de contaminação fluvial, subterrânea e atmosférica de metais como Pb, Zn e Cd.

Hatje et al. (2010) determinaram a concentração de As em amostras de sedimento coletadas em 11 pontos ao longo do canal principal do rio Subaé. A fração analisada foi a < 63 µm. Além do AsT (arsênio total) foi realizada a análise das espécies As(III) e As(V). De acordo com CRA (2004, apud HATJE, 2010) as concentrações de background de AsT na baía de Todos os Santos variam de 5 a 17 mg/kg. As concentrações de As(V) são maiores, representando entre 69 e 83% do As presente no sedimento. Esta espécie é menos tóxica que o As(III) e menos móvel, apresentando maior adsor‐ção ao sedimento. A concentração de AsT (5‐15 mg/kg) e As(III) (1‐3 mg/kg) dimi‐nuiu da foz para montante. Os autores atribuíram esta distribuição às regiões petro‐líferas na baía de Todos os Santos e ao passivo da usina da Plumbum.

O trabalho de Santos (2011) confirma que a exposição humana à biota contaminada continua atualmente. Em amostras oriundas de três associações de pescadores em São Francisco do Conde, coletadas durante os anos de 2010 e 2011, foram encontra‐dos altos teores de Pb em amostras de sururu (Mytela guyanensis), variando numa faixa de 0,28 μg/g a 5,4 μg/g, e em amostras de camarão (Penaeus brasiliensis), vari‐ando de 0,19 μg/g a 3,4 μg/g, peso seco, excedendo o limite estabelecido pela Anvisa (BRASIL, 1998) de 2,0 μg/g. Em relação ao cádmio, o sururu (M.guyanensis), com teor máximo de 1,1 μg/g, ultrapassou o limite desse metal estabelecido pela Anvisa


(BRASIL, 1998), que é de 1,0 μg/g. As amostras de tainha (Mugil brasiliensis) e de ro‐balo (Centropomus undecimalis) apresentaram baixos teores de chumbo (0,10 a 0,81 μg/g e 0,14 a 1,5 μg/g , respectivamente), dentro dos valores recomendados pela Anvisa, o que está de acordo com o comportamento dos metais, já que tendem a se depositar no sedimento e não permanecem na coluna d’água.

No trabalho de Ramos et al. (2012a), as concentrações de Zn, Cu, Pb, Hg e Cd foram determinadas em exemplares de Callinectes exasperatus (siri) capturados na baía de Todos os Santos por pescadores locais utilizando técnicas artesanais, e adquiridos no porto de Acupe, distrito de Santo Amaro. Os resultados das análises para o Pb apre‐sentaram concentrações abaixo do limite de detecção, tendo o mesmo ocorrido com o Cd nas amostras de tecido muscular. Os principais locais de armazenamento de cobre e zinco foram as brânquias e músculo, respectivamente; para o cádmio e o mercúrio, as vísceras constituíram o principal local de armazenamento. Os valores de metais encontrados no estudo, em peso seco, variaram entre 73,29 e 202, 74 μg/g para o Zn; 47,66 e 290,7 μg/g para o Cu; 0,71 a 1,96 μg/g para o Cd, e 1,13 a 4,43 μg/g para o Hg. Após conversão para peso úmido, foi verificado que os níveis de mercúrio (vísce‐ras) e cobre (vísceras e brânquias), estão acima dos limites estabelecidos pelos ór‐gãos sanitários, devendo os riscos associados ao seu consumo ser avaliados (RAMOS et al., 2012a).

Os teores de cobre encontrados por Ramos et al. (2012b) em Ucides cordatus (caran‐guejo‐uçá), coletados na região entre Acupe e São Francisco do Conde, variaram entre 41,33 e 329 μg/g e 43 e 284 μg/g, em peso seco, em fêmeas e machos, respectiva‐mente. As brânquias constituíram o principal local de acumulação do cobre. Em rela‐ção aos níveis de zinco, estes variaram entre 86,94 e 300,55 µg/g (peso seco) nas fê‐meas, e 68,94 e 266,11 μg/g (peso seco) nos machos, sendo o tecido muscular o prin‐cipal sítio de acumulação do zinco.

Em relação à contaminação no solo, o trabalho de Rabelo (2010) concluiu que as an‐tigas emissões atmosféricas ainda desempenham um papel importante na contami‐nação de áreas no entorno da Plumbum, onde se verificou uma clara correlação entre os valores de concentração no solo e os valores obtidos na simulação da concentra‐ção atmosférica, indicando que, quanto mais próximo da fábrica, maiores os níveis de contaminação no solo. Os resultados deste trabalho também evidenciaram que o aumento dos níveis de contaminação na área urbana está diretamente relacionado ao uso de escória para pavimentação de ruas e aterro de quintais da cidade. Em geral, os resultados confirmam a persistência nos níveis de contaminação por chumbo e um pequeno decréscimo para o cádmio, quando comparados com estudos realizados an‐teriormente.

A atual contaminação do solo se reflete na contaminação de frutas e verduras, onde os vegetais folhosos têm apresentado concentrações mais altas de metais do que as frutas locais. Magna et al. (2011) estudaram vegetais que ocorriam em quintais e hor‐tas de moradores próximos a usina da Plumbum e gramíneas em áreas adjacentes a


usina. Os alimentos vegetais selecionados foram: acerola (Malpighia glabra L.), aro‐eira (Schinus molle L.), alumã (Vernonia bahiensis Toledo), banana (Musa paradisiaca L.), boldo do Chile (Peumus boldus Molina), capim santo (Cymbopogon citratus (DC) Stapf.), cana (Arundo donax L.), cidreira (Lippia alba (Mill.) N.E. Br. ex Britton & P. Wilson), goiaba (Psidium cattleyanum Sabine), limão (Citrus limonum Risso), laranja (Citrus aurantium L.) e manga (Mangifera indica L.). As espécies de gramíneas anali‐sadas foram capim de burro (Eleusine indica (L.) Gaertn.) e capim braquiária (Brachiaria decumbens Stapf.). Na localidade de referência, Oliveira dos Campinhos, foram selecionadas as espécies vegetais banana, limão, aroeira, cana, cidreira, capim santo, alumã e boldo do Chile. Os resultados obtidos detectaram a presença de Pb (de 0,18 até 118,2 mg/kg) e Cd (de 0,04 até 7,39 mg/kg). Todos os alimentos vegetais avaliados apresentaram conteúdos médios de Pb e Cd acima dos valores limites per‐mitidos pela OMS. As gramíneas apresentaram conteúdos de Pb (máximo de 820 mg/kg) e Cd (máximo de 7,99 mg/kg). Os valores de concentração obtidos nos ali‐mentos vegetais e gramíneas variaram conforme a espécie vegetal.

Apesar do risco de consumo de alguns grupos de alimentos cultivados em solo dos quintais contaminados ou consumo de mariscos oriundos de sedimento contami‐nado, o trabalho realizado por Almeida e Pena (2011), com o objetivo de compreen‐der os significados do risco da contaminação alimentar para os feirantes de Santo Amaro, apontou que a possível contaminação pelo chumbo é percebida pelos entre‐vistados como algo distante. Os autores concluíram que a percepção do risco está presente no pensamento e na reflexão quando há questionamento acerca do tema, mas não na prática cotidiana, o que aponta para a necessidade de trabalhos de cons‐cientização desta população.

Efeitos ecológicos e ecotoxicológicos já demonstrados

No caso da área da antiga Plumbum e seus arredores, uma Análise de Risco Ecológico (ARE) foi realizada por Niemeyer et al. (2010) entre os anos de 2006 e 2008, inte‐grando informações de três linhas de evidência: química, ecotoxicológica e ecológica (JENSEN; MESMAN, 2006). Foram analisados 11 pontos, distantes até 1000 m da área da antiga fundição da Plumbum, distribuídos em dois transectos, e mais três locais de referência, distantes três e nove km da área. Os resultados da fase de varredura da ARE ou fase 1 são apresentados em Niemeyer et al. (2010), enquanto que os resulta‐dos da fase 2 estão publicados em Niemeyer et al. (2012a, 2012b) e serão apresenta‐dos em uma tese de doutorado que encontra‐se em fase de finalização (NIEMEYER, in preparation).

A linha de evidência química da fase 1 da ARE apontou altas concentrações totais de metais, especialmente Pb, Cd, Cu e Zn, no solo superficial da área da Plumbum e arre‐dores. Apesar da baixa extractabilidade dos metais em extrações brandas realizadas com uma solução CaCl2 0,01M, o que significaria baixa biodisponibilidade dos metais para os organismos, altos valores de risco ecológico foram determinados para vários


locais dentro da área da Plumbum, indicados pelos ensaios de ecotoxicidade e por avaliações ecológicas em campo (NIEMEYER et al., 2010).

A linha de evidência ecotoxicológica da fase 1 da ARE incluiu ensaios comportamen‐tais com invertebrados de solo, os chamados ensaios de comportamento de fuga, normatizados internacionalmente pela Norma ISO 17512‐2 (ISO, 2011) para colêm‐bolos, e pela Norma ISO 17512‐1 (ISO, 2008) para minhocas, esta última já adotada nacionalmente pela Norma ABNT NBR/ISO 17512‐1 (ABNT, 2011). Os ensaios com‐portamentais com minhocas e colêmbolos mostraram que estes organismos evitaram os solos de todos os pontos contaminados quando comparados aos locais de referên‐cia. Isto significa que, no ambiente, temos a perda destes grupos de organismos no solo e consequentemente temos um impacto sobre os processos de ciclagem de nu‐trientes, estrutura e fertilidade do solo, além de impacto sobre a cadeia trófica, já que tais organismos servem de alimento para outros. As minhocas são organismos consi‐derados “engenheiros do ecossistema” porque estão entre os invertebrados de solo mais importantes em termos de biomassa e atividade, influenciando a estrutura e a composição química do solo, e particularmente os processos de decomposição do material orgânico (RÖMBKE et al. 2005). Já os colêmbolos são considerados “catali‐sadores” do processo de ciclagem de nutrientes (ZEPPELINI FILHO; BELLINI, 2004). Além dos ensaios com a matriz solo, ensaios de ecotoxicidade aquáticos com bacté‐rias e cladóceros foram realizados com elutriatos dos solos, e apontaram um com‐prometimento da função de retenção do solo nos locais correspondentes aos depósi‐tos de escória dentro da área da Plumbum, indicando risco da contaminação migrar para águas subterrâneas ou superficiais (NIEMEYER et al., 2010).

Na linha de evidência ecológica da fase 1 da ARE foi observado um baixo índice de cobertura vegetal nos pontos dentro da área da Plumbum, e baixa atividade alimen‐tar de organismos do solo, usando‐se o ensaio bait lamina, indicando impacto para plantas e invertebrados de solo (NIEMEYER et al., 2010). Ao integrar os resultados das três linhas de evidência (química, ecotoxicológica e ecológica) na fase de varre‐dura da ARE, um alto risco ecológico foi indicado nos pontos dentro da área da Plumbum (NIEMEYER et al., 2010), o que foi confirmado posteriormente através de ensaios de ecotoxicidade crônica (Niemeyer et al., in preparation) e avaliações ecoló‐gicas mais detalhadas (Niemeyer et al., 2012a, 2012b).

Os solos de áreas de deposição de rejeitos costumam ser instáveis e podem ser fontes de contaminação de outros compartimentos ambientais. Esta situação é visível atual‐mente na área da antiga fábrica da Plumbum, como se pode ver na Figura 1, mos‐trando a ausência de vegetação em épocas secas, com a possível dispersão de poeira, e as evidências do escoamento superficial ocasionado pelas chuvas, descobrindo o rejeito que está logo abaixo de uma fina camada de solo. O trabalho de Oliveira et al. (2011) apresentou dados sobre a contaminação por poeira em ar condicionados na cidade de Santo Amaro, o que evidenciou a exposição atual da população por esta rota, neste caso provavelmente a contaminação é ocasionada pela poeira das ruas e quintais contaminados.


Outro trabalho, ainda não publicado (NIEMEYER et al. in preparation), incluiu uma amostragem de sedimento no canal que liga a área da Plumbum ao rio Subaé, além de um ponto a montante e outro a jusante no próprio rio. Os resultados apontaram altas concentrações de metais no sedimento do canal, especialmente Pb, Cd, Zn, Cu, Hg e As. Além da análise química, os sedimentos dos três pontos foram avaliados em en‐saios de ecotoxicidade. O ensaio realizado com Heterrocypris incongruens (Crustacea, Ostracoda) para avaliar o efeito sobre o crescimento após seis dias de exposição ao sedimento, apresentou 100% de mortalidade para os organismos expostos ao sedi‐mento do canal, indicando alta toxicidade. O ensaio realizado com larvas do inseto Chironomus riparius (Insecta, Diptera), para avaliar o crescimento após 10 dias de exposição, apontou um crescimento significativamente inferior nas larvas expostas ao sedimento do canal em relação aos outros pontos, indicando toxicidade. Já o en‐saio realizado com peixes da espécie Danio rerio para observar a sobrevivência após 96 h de exposição, indicou ausência de toxicidade na coluna de água obtida pela adi‐ção de água ao sedimento de cada um dos pontos (NIEMEYER et al., in preparation). Os resultados deste trabalho, bem como os resultados já mostrados por Anjos (2003), apontam a contaminação do canal e a provável migração dos contaminantes da área da Plumbum para o rio Subaé, o que indica a necessidade de medidas de intervenção na área da Plumbum para impedir a migração destes contaminantes para dentro do rio.

Figura 1 – Esquerda: a área da Plumbum na estação seca (ausência de cobertura vegetal). Direita: evidência de escoamento superficial após a chuva em uma área de deposição de rejeitos. Imagens registradas em 2008. Fotos: Júlia Niemeyer.


O estabelecimento de uma cobertura vegetal torna‐se essencial para estabilizar a área descoberta e para minimizar os problemas de contaminação de outros compar‐timentos ambientais (OLIVEIRA et al., 2006), e está entre as diversas técnicas de con‐trole e de remediação que podem ser aplicadas na área da Plumbum (ANJOS; SÁNCHEZ, 2001). Um exemplo da importância da vegetação pode ser visto em Anjos (2003) que avaliou a eficiência de uma zona úmida (ou wetland), situada à juzante do principal barramento de escória na área da Plumbum e com extensão de cerca de 90 m, no controle da contaminação das águas superficiais. Esta zona úmida teve origem em um aterro para canalização de águas pluviais do empreendimento. O autor con‐cluiu que esta zona úmida se mostrava eficaz para o controle da contaminação das águas superficiais, uma vez que retinha a grande maioria dos metais.

Na restauração de áreas contaminadas, além da escolha correta das técnicas de con‐trole e remediação, faz‐se necessário a escolha de uma vegetação apropriada para o local, tanto em termos de tolerância às condições locais, quanto com os objetivos de estabilização do solo (fitoestabilização), melhoramento do aspecto visual e diminui‐ção da exposição humana ao solo contaminado (WONG, 2003). Em trabalhos de res‐tauração de áreas degradadas, também é importante que o processo de sucessão ecológica ocorra da forma mais semelhante possível em relação à condição natural da região. Para tanto, faz‐se importante entender como os processos sucessionais ocor‐rem em cada área, e tais estudos ainda são escassos em áreas contaminadas no Brasil.

Em solos contaminados por metais, além da toxicidade, outros fatores podem ser ad‐versos ao estabelecimento da vegetação, tais como, ausência de solo superficial, ero‐sões periódicas, estação seca, compactação, ampla flutuação da temperatura e escas‐sez de nutrientes essenciais (WONG, 2003). Por isso, faz‐se importante a utilização de espécies que tenham potencial para tolerar tais condições. No caso de Santo Amaro, Viana (2008) estudou o potencial da mamona (Ricinus communis L.) para uso em processo de fitorremediação na área da antiga Plumbum e arredores. Esta espécie ocorre naturalmente no local e poderia servir como alternativa econômica para a re‐gião, já que pode ser explorada comercialmente para a ricinoquímica e produção de biodiesel a partir da semente. Os resultados apontaram que a mamona não concentra As, Cd, Pb, Zn e Cu no óleo, porém acumula Zn e Cu na casca e na torta, produzida du‐rante a extração do óleo, indicando a necessidade de estudos adicionais sobre o aproveitamento da torta como adubo orgânico neste caso. O estudo de Azzollini (2008), realizado em áreas de depósito de cinza de carvão mineral no sul do Brasil, conclui que a mamona pode auxiliar no processo de restauração das áreas degrada‐das, favorecendo o estabelecimento de outras espécies que necessitam de condições mais específicas de substrato, e que pode contribuir para a fitoestabilização de cromo e níquel, principais contaminantes nos locais estudados pelo autor.

Além da importância da vegetação para os objetivos relacionados acima, a microbiota do solo e os processos realizados por ela também estão estreitamente relacionados à vegetação e ao uso do solo (FAGOTTI et al., 2012; NOGUEIRA et al., 2006; ZAK et al., 2003). A vegetação contribui para reduzir a toxicidade dos metais, oferecendo condi‐


ções favoráveis aos microrganismos na rizosfera (DIAS‐JUNIOR et al., 1998), e pelo fornecimento de material orgânico que serve como fonte de carbono e energia para os microrganismos. No caso da área da Plumbum, Niemeyer et al. (2012a) concluíram que, além do efeito direto da toxicidade dos metais sobre a atividade e a biomassa microbiana no solo, há efeitos indiretos relacionados às mudanças na cobertura vege‐tal, taxas de carbono orgânico do solo, pH e disponibilidade de nutrientes. Esses atri‐butos têm alterado o microclima e as propriedades físico‐químicas do solo, e dessa forma o solo deixa de servir como habitat para os microrganismos (o que chamamos de perda da função de habitat), e consequentemente temos um impacto sobre os pro‐cessos‐chave desempenhados por estes organismos, como a ciclagem do carbono e dos nutrientes.

O processo de decomposição de material orgânico foi avaliado por Niemeyer et al. (2012b) em locais dentro e fora da área da antiga Plumbum, distantes até 1 km, e em três locais de referência, distantes 3 km e 9 km. A técnica utilizada foi a montagem de bolsas de decomposição, os chamados litter bags, seguindo‐se as recomendações da Norma OECD (2006) e o recomendado por Römbke et al. (2003). As bolsas foram preenchidas com folhas de aroeira‐vermelha Schinus terebinthifolius Raddi e expostas por períodos de 15, 43, 83 e 131 dias. Os resultados mostraram baixas taxas de de‐composição dentro da área da fábrica, onde este processo foi significativamente comprometido, e os resultados apontaram que a taxa de decomposição foi negativa‐mente correlacionada com as concentrações de metais. Isto pode ser explicado pela reduzida atividade microbiana nestes locais (NIEMEYER et al. 2012a), reduzida ativi‐dade alimentar da fauna do solo (NIEMEYER et al. 2010), e menor densidade de de‐tritívoros, aliados às condições de baixa umidade e altas temperaturas nos locais mais expostos sem cobertura vegetal. Ou seja, o impacto sobre este serviço do ecos‐sistema (decomposição) está relacionado não só aos efeitos diretos da toxicidade dos metais, mas também aos efeitos indiretos ocasionados pelas características físicas dos locais com disposição de rejeitos e pela ausência de cobertura vegetal, resultando em condições adversas para os microrganismos e para a fauna do solo (NIEMEYER et al. 2012b).

Conclusão geral

Os dados existentes sobre a determinação de metais em solos da área da Plumbum e arredores, e nos quintais das casas das ruas Rui Barbosa e Sacramento, e em sedi‐mentos do estuário do rio Subaé, indicam a persistência da contaminação por metais nestes compartimentos. Os dados das determinações de metais na biota apontam para a biodisponibilidade de Pb e Cd para mariscos no estuário do Rio Subaé, e para plantas (gramíneas, frutas e ervas) nos arredores da Plumbum e nos quintais das ca‐sas que receberam escória. Os níveis de Pb e Cd em mariscos continuam acima dos níveis máximos recomendados pela Anvisa para consumo humano.


As avaliações ecológicas e ecotoxicológicas realizadas na área da Plumbum e arredo‐res indicaram impacto negativo sobre serviços ecossistêmicos, como ciclagem de nu‐trientes e produtividade vegetal, e impacto sobre a função de retenção do solo, o que indica que a contaminação ainda pode migrar para outros compartimentos ambien‐tais, como água subterrânea e águas superficiais próximas, como o rio Subaé.

Em geral, os resultados indicaram risco ecológico para os organismos e processos do solo mesmo após quase duas décadas do término das atividades da Plumbum, rela‐cionado à exposição dos receptores ecológicos ao solo contaminado. A avaliação de risco ecológico realizada na área da Plumbum e arredores apontou um alto risco ecológico em locais dentro da área da Plumbum, indicando a necessidade de medidas de remediação e posterior restauração da área. A restauração ecológica das áreas de‐gradadas e o reestabelecimento dos processos ecológicos (por exemplo, a partir da reestruturação da comunidade vegetal de acordo com o ecossistema no qual está in‐serida), são essenciais para melhorar as condições ecológicas do local e assim evitar que a contaminação continue se dispersando através da poeira e do escoamento su‐perficial para outros locais.

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Tabela 1 ‐ Resumo dos dados existentes sobre a contaminação por metais nos comparti‐mentos ambientais e biota relacionados ao caso da Plumbum em Santo Amaro (BA).

Compartimento Ambiental

Concentração de metais (mg/kg ou mg/L) Valores de referência Fonte Chumbo Cádmio

Mínima Média Maxima Mínima Média Máxima Pb Cd

Águas do rio Subaé

0,04 6,18 0,0042 0,0813

0,01 0,003

Reis, 1975*

1,6 6,0 CEPED #

37,2 0,46 Cunha; Araújo, 2001 Sedimentos do rio Subaé 0,5 23,7 120

Donnier et al., 1977@

Sedimentos do rio Subaé em São Brás

119

1,19 UFBA, 1996

Sedimentos do rio Subaé em São Francisco do Conde

62,2

0,189 UFBA, 1996

Sedimentos da baía de Todos os Santos

877 0,223 Hatje et al., 2006

Peixes 1,03 0,19

2,0ⁿ 1ⁿ

Cunha; Araújo, 2001 Tainha 0,1 0,81

Santos, 2011 Robalo 0,14 1,5

Ostras 4

2,0 1

CEPED #

80 135 Donnier et al., 1977@

Siris CEPED #

13 40 Donnier et al., 1977@

Vísceras de siris 1,13 4,43 Santos, 2012a

Sururus 40 60 Donnier et al., 1977@

5,73 Funasa, 2003

Sururus ‐ São Brás 1,36 0,86 UFBA, 1996 1,15 1,06 Cunha; Araújo, 2001

Sururus ‐ São Francisco do Conde

33,7 0,25 UFBA, 1996 0,28 5,4 1,1 Santos, 2011

Camarão ‐ 0,19

3,4 Santos, 2011

São Francisco do Conde

n ANVISA, decreto, 1965

ANVISA, 1998 " peso seco * Apud Santos, 2011 # período de 1975 a 1980 @ Apud Carvalho et al., 1982

Apud FUNASA, 2003


Tabela 1 – Continuação...

Compartimento ambiental

Concentração de metais (mg/kg ou mg/L) Valores de referência Fonte Chumbo Cádmio

Mínima Média Máxima Mínima Média Máxima Pb Cd

Frutas e verduras 0,004

0,5ⁿ 0,5ⁿ

CEPED #

12,35 1,88 Cunha; Araújo, 2001 Banana e laranja 0,01 CEPED #

Manga 0,530 0,601 0,685 Funasa, 2003

Frutas e chás 0,18 118,2 0,04 7,39 Magna et al., 2011

Tubérculos 14,1 2,32 Cunha; Araújo, 2001 Aipim 0,610 0,691 0,808 Funasa, 2003

Vegetais folhosos 215 11,8 CEPED #

Gramíneas 85 41,3

1 0,03‐0,3"

Cunha; Araújo, 2001 Gramíneas

Costa, 2001 (peso umido)

300 m 26,4 1,07

< 1 km 4,13 0,635

> 6 km 6,03 0,201

> 10 km 4,19 0,096

> 14 km 0,767 0,263

Gramíneas 820 7,99 Magna et al., 2011

n ANVISA, decreto, 1965

ANVISA, 1998 " peso seco * Apud Santos, 2011 # período de 1975 a 1980 @ Apud Carvalho et al., 1982

Apud FUNASA, 2003

MMeettaalluurrggiiaa ddoo cchhuummbboo:: pprroocceessssooss ddee pprroodduuççããoo ee rreeffiinnoo LLuuiiss GGoonnzzaaggaa ddooss SSaannttooss SSoobbrraall11 DDéébboorraa MMoonntteeiirroo ddee OOlliivveeiirraa22 CCaarrllooss EEdduuaarrddoo GGoommeess ddee SSoouuzzaa33 SSiillvviiaa CCrriissttiinnaa AAllvveess FFrraannççaa SSiillvvaa44 PPaauulloo FFeerrnnaannddoo AAllmmeeiiddaa BBrraaggaa55

Introdução

Esta compilação bibliográfica tem por objetivo descrever os processos de produção primária e secundária de chumbo. Na produção primária o minério de chumbo é pro‐cessado em dois estágios:

1. A ustulação do sulfeto de chumbo (galena – PbS), com formação do óxido do chumbo correspondente (litargírio – PbO) que é, posteriormente, reduzido a chumbo metálico por reação pirometalúrgica com a adição de coque e

2. Refino do chumbo metálico impuro, também por processo pirometalúrgico.

Tais processos são praticados, convencionalmente, no mesmo local. Na produção se‐cundária de chumbo, o que se caracteriza como um processo de reciclagem, o chumbo é extraído de materiais usados, tais como sucatas e baterias automotivas. O chumbo, nesse caso, pode ser recuperado por fusão ou por refino, dependendo do tipo de sucata que o contém. Após processo de refino, o chumbo é, em seguida, transformado em outros produtos tais como ligas (liga fusível, anodos (Pb‐Sn, Pb‐Sb, Pb‐Ag, Pb‐Tl)) e folhas de chumbo.

O minério de chumbo mais importante é a galena (PbS – sulfeto de chumbo), que ocorre, frequentemente, em combinação com o zinco, a pirita (FeS2) e a prata. A ceru‐sita (carbonato de chumbo – PbCO3) e a anglesita (sulfato de chumbo – PbSO4) são outros minerais comercialmente importantes originários da oxidação e intempe‐rismo da galena. A Figura 1 mostra os aspectos físicos dos referidos minerais de chumbo.

O chumbo tem sido utilizado desde a época dos Romanos no Reino Unido. A indústria do chumbo ganhou ímpeto no começo de 1800, quando se utilizou minério local‐

1 Doutorado em Hidrometalurgia. Imperial College of Science and Medicine. UK.

2 Mestrado em Tecnologia de Processos Químicos e Bioquímicos.Universidade Federal do Rio de Janeiro, UFRJ.

3 Graduação em Química Industrial. Universidade Federal do Rio de Janeiro, UFRJ.

4 Doutorado em Engenharia Química. Coordenação dos Programas de Pós Graduação em Engenharias. UFRJ.

5 Mestrado em Engenharia Mineral. Universidade de São Paulo, USP.

LLuuiiss GGoonnzzaaggaa ddooss SSaannttooss SSoobbrraall eett aalliiii...... 151

mente prospectado em muitas localidades naquele país, tais como Derbyshire e Cornwall. Esses minérios eram, usualmente, fundidos e transformados em barras de chumbo próximo às fontes desses metais e de carvão. O chumbo, assim obtido, era, então, refinado em instalações de pequeno porte.

Figura 1 ‐ Aspectos físicos da galena (a), cerusita (b) e anglesita (c).

Esta autossuficiência resultou na especialização regional em tipos de chumbo e pro‐dutos químicos desse metal. Londres começou a produzir o chamado chumbo branco (carbonato de chumbo – PbCO3) para a indústria de tintas e para exportação. Os óxi‐dos de chumbo, o litargírio (PbO), e o chumbo vermelho (Pb3O4), foram produzidos na região central da Inglaterra para as indústrias de vidro e cerâmica. Peltre (liga principalmente de estanho, com antimônio, cobre e chumbo) e balas de chumbo fo‐ram produzidas a partir de chumbo duro (argentífero) em Bristol. A Figura 2 mostra os aspectos físicos dos óxidos de chumbo.

PbO Pb3O4

Figura 2 ‐ Aspectos físicos dos óxidos de chumbo.

Em meados do século 19, Newcastle tornou‐se uma das principais áreas de produção de chumbo, com a vantagem da importação de minério de chumbo e barras de chumbo impuro da Espanha (já inicialmente fundido neste país). Os produtos manu‐faturados foram o chumbo branco, o chumbo vermelho, o litargírio, chumbo lami‐nado, tubos e em grãos. Hull, Liverpool e Swansea eram portos que tiveram a vanta‐gem de importar minérios com preços baixos.

(a)

(b)

(c)

MMeettaalluurrggiiaa ddoo cchhuummbboo:: pprroocceessssooss ddee pprroodduuççããoo ee rreeffiinnoo

152

No início do século 20, a produtividade de chumbo do Reino Unido conhecia o seu declínio. À medida que o suprimento de minério diminuía e se tornava gradativa‐mente mais caro a sua prospecção, as instalações menores e mais antigas tenderam a parar de funcionar em favor de plantas localizadas em regiões onde as importações eram mais baratas. Nesse momento as principais fontes e produtores de chumbo são os Estados Unidos, Austrália, os estados que eram anteriormente parte da União So‐viética, México, Canadá e Peru.

Desde a década de 50, a indústria de chumbo do Reino Unido se envolveu, mais in‐tensamente, com o processamento de fontes secundárias desse elemento. O reuso mais intenso de chumbo é devido à sua resistência a corrosão e a facilidade de sua separação de outros materiais. Somente um segmento primário de produção de chumbo opera no Reino Unido nos dias atuais. Todo o bullion de chumbo produzido naquele seguimento é exportado para ser refinado em outra unidade. Existem quatro unidades fundidoras de chumbo no Reino Unido, lidando com materiais contendo chumbo, na produção secundária e existem quatro outras plantas refinando chumbo a partir de sucatas para a produção, principalmente, de lençóis de chumbo. A Figura 3 mostra bobinas de lençol de chumbo.

O chumbo é um metal cinzento, azulado brilhante, não elástico, mole, riscável com unha, deixa traço cinzento no papel, dúctil, maleável, trabalhável a frio, razoável con‐dutor de calor e eletricidade, possui condutividade térmica de 0,83 cal/cm3/cm/°C/S a 0°C e 0,81 cal/cm3/cm/°C/S a 100°C, coeficiente de expansão térmica linear de 29,10‐5 a 1°C e aumento em volume (de 20°C ao ponto de fusão) de 6,1 %. Peso espe‐cífico de 11,37, baixo ponto de fusão (327 °C), peso atômico 207,2 e ponto de ebuli‐ção de 1717°C, emitindo, antes desta temperatura, vapores tóxicos. Apresenta retra‐ção linear na solidificação de 1 a 2,5% e alongamento de 31%.

Figura 3 ‐ Bobinas de lençol de chumbo.

As ocorrências minerais de chumbo no vale do rio Ribeira do Iguape, (São Paulo – Paraná), são conhecidas desde o século XVII, mas a exploração de chumbo e prata somente começou no inicio deste século na Mina de Furnas, inclusive exportando mi‐nério para a Espanha, durante a primeira guerra mundial (ROCHA, 1973).


Os primeiros estudos geológicos na mina de Panelas, no Paraná, foram realizados por Moraes Rego em 1935, e a lavra foi iniciada em 1938, por Adriano Seabra Foncesa (ROCHA, 1973).

As ocorrências na região de Macaúbas, na Bahia, são, também, conhecidas desde o século XVII e em 1928, no Compêndio de Minerais do Brasil, Luiz Caetano Ferraz re‐gistra a ocorrência de anglesíta no município de Macaúbas (ROCHA, 1973).

Em 1954 foi formada a Mineração Boquira para lavrar a jazida do município de Ma‐caúbas, posteriormente município de Boquira. Em 1955 começou a produção em Boquira (BA), que se constituiu na maior mina em atividade no país, mesmo sendo uma mina de tamanho médio, de acordo com os padrões internacionais (ROCHA, 1973).

Naquela ocasião, encontrava‐se em atividade a mina de Boquira, com reservas para sete anos, explorada pela Mineração Boquira e as minas de Panelas e Rocha, com re‐servas para quatro anos, exploradas pela PLUMBUM. Essas companhias eram rela‐cionadas à Societè Minière et Metallurgique de Peñarroya, que também mantinham minas e metalúrgicas na França, Espanha, Itália, Grécia, Iran e Marrocos.

O chumbo é um dos metais de maior uso industrial. É empregado, principalmente, nos acumuladores de automóveis (baterias chumbo‐ácido), como aditivo anti‐deto‐nante na gasolina e, em geral, nas construções civis, inclusive tintas. Outro uso impor‐tante é na fabricação de munição para armas esportivas e militares, embalagens, im‐pressão e revestimentos de cabos.

Raramente ocorre no seu estado natural, mas sim em combinação com outros ele‐mentos, e seus mais importantes minérios são a galena (PbS), cerusita (PbCO3), an‐glesita (PbSO4), piromorfita Pb3Cl(PO4)3, vanadinita [PbCl(VO4)2], crocoita (PbCrO4) e a Wulfenita (PbMoO4).

O advento do arranque elétrico nas máquinas de combustão interna deu lugar ao grande aumento de consumo, que se expandiu, novamente, com a necessidade de adi‐tivo antidetonante para uso nas máquinas de alta compressão.

O maior aumento na procura de chumbo tem sido para baterias e aditivo antideto‐nante para gasolina. O uso de sucedâneos de chumbo tem se desenvolvido em muitas aplicações, o que tende a diminuir o ritmo do aumento da procura.

Embora a presença de chumbo na crosta terrestre seja de somente 0,002%, existem jazidas em varias partes do globo, algumas exploradas até com teor de 3% desse metal.

Os principais países mineradores de chumbo são Austrália, os Estados Unidos, o México, o Canadá e o Peru que, junto com a ex‐URSS, perfazem mais de 50% da pro‐dução mundial. Outros países com mineração de chumbo importante são Iugoslávia, Marrocos, Espanha e Suécia.


154

Estrutura da indústria

Localização das minas brasileiras

Estado do Paraná

A mina de Panelas situava‐se no Município de Adrianópolis, ex‐Paranaí, a 14 km da sede, à margem direita do rio Ribeira do Iguape, que aí divide os estados de São Paulo e Paraná. Era uma mina integrada, compreendendo mineração, concentração e me‐talurgia.

A mina do Rocha, no vale do Ribeirão do Rocha, afluente do rio Ribeira do Iguape, si‐tuava‐se nos municípios de Adrianópolis e Cerro Azul, distando 42 km da Mina de Panelas, para onde era transportado o minério produzido.

Estado da Bahia

A Mina de Boquira era a principal mina do país, não só quanto às reservas como ao teor do minério. Situava‐se na cidade de Boquira, no Estado da Bahia, no vale do rio Paramirim, a 28 Km ao norte de Macaúbas, comarca a que pertence o Município de Boquira, seu ex‐distrito. Distam 440 km em linha reta de Salvador, estando pratica‐mente no mesmo paralelo desta Capital.

O acesso, a partir de Salvador, além da via aérea, era feito, naquela época, pela Rodo‐via Salvador‐Brasília (BR‐242), que passa a 90 km ao Norte de Boquira. A distância Santo Amaro‐Boquira é de 650 km.

a) qualidade do minério

O teor médio em chumbo do minério explorado em Boquira era de 8,88% enquanto que em Panelas o teor médio do minério era de 5% e economicamente aproveitável devido à presença de prata que oscilava em torno de 15 kg por tonelada de chumbo refinado.

Os teores dos minérios das minas de Panelas e Rocha eram menores que 5% em chumbo após rigorosa escolha, tanto no interior como no exterior da mina, contrari‐amente à Mina de Boquira onde não havia escolha.

As variações dos teores de chumbo e outros elementos nas Minas de Boquira e Panelas, eram:

BoquiraPb Zn Fe S CaO MgO CO2 Al2O3 SiO2

9,03% 2,40% 21,10% 5,65% 0,50% 4,40% 2,05% 2,10% 0,37% Panelas

Pb PbO S* CaO Fe Zn Ag 5,0% 0,70% 3,5% 31,4% 4,5% 0,7% 76 g/t b) fabricação


As seções, a seguir, descrevem os processos praticados em uma unidade pirometa‐lúrgica típica de produção, refino e de processamento de fontes secundárias de chumbo. Os estágios principais de processos são: a concentração do minério, em ter‐mos de espécies minerais de chumbo, a sinterização, a redução do PbO em chumbo metálico impuro e seu posterior refino.

Produção primária de chumbo

O chumbo era produzido, tradicionalmente, pelo aquecimento da galena em forno Revérbero para a sua oxidação a óxido de chumbo e sulfato de chumbo e, eventualmente, a bullion de chumbo. Esse método foi substituído pelo método do alto forno (blast furnace) que é utilizado até os dias atuais. Os vários processos utilizados na produção primária de chumbo estão resumidos abaixo na Figura 4.

MINÉRIO DE CHUMBO

Britagem

Concentração Pó de CarvãoReciclo de material sinterizado, calcário (fluxo)

Bullion de Chumbo

Alto Forno Pó de Carvãocalcário (fluxo)reciclo de escória

Bullion de Chumbo

Alto Forno

Bullion de Chumbo

Alto FornoEnxofre Cobre

Planta de Harris

NaOH NaNO3

As, Sn, Sb

Forno deAmolecimento

As, Sn, SbPanela para Remoção de PrataAu e Ag

Destilação a Vácuo

Zinco

Refino CáusticoFinal

NaOH

ProcessoKroll-Betterton

Liga Ca-Mg

Liga Ca-Mg-BiChumbo Primário

Refinado

Figura 4 ‐ Processos utilizados na produção primária de chumbo.


156

Chumbo PrimárioRefinado

Tratamento Químico

Compostos Orgânicosde Chumbo e Óxidos de Chumbo

ProcessosEspeciais

Piguimentos e Coberturas

Fundição

Laminação

Chapa metálica

Grânulos e ligas

Extrusão

Tubos, arames e cabos

Figura 5 ‐ Utilização de chumbo primário refinado.

Processamento mineral

Antes do processo de oxidação pirometalúrgica, o minério de chumbo, este deve ser processado para se elevar o teor em chumbo. O minério é, inicialmente, britado e moido, até finamente dividido, e, em seguida, concentrado quer por separações mecânica e gravitacional quer por técnicas de flotação. No processo de flotação o minério finamente dividido é suspenso, mecanicamente, em água contendo reagentes específicos quando ocorre a formação de grande volume de espuma. As partículas minerais aderem à espuma que se forma no topo da célula de flotação, sendo os minerais da ganga do minério afundados para a base da célula. A espuma gerada é retirada da célula de flotação e posteriormente secada. As técnicas de flotação podem ser, também, ajustadas para separar distintos metais e não somente a separação do metal de interesse da ganga. A concentração mineral por flotação eleva o teor de chumbo no minério para a faixa de 65 a 80% e, dessa forma, o minério resultante é considerado um concentrado mineral. A Figura 6 mostra uma instalação de flotação com detalhe na formação das bolhas carreadoras do sulfeto de chumbo.

(a)

(b)

Figura 6 ‐ Unidade de flotação (a) com detalhe das bolhas de ar carreando a galena (PbS)(b).


Sinterização

Antes da fusão do concentrado de flotação para a devida redução dos compostos de chumbo em chumbo metálico, esse deve ser ustulado para a remoção de grande parte do enxofre contido (proveniente da galena – PbS) e posterior aglomeração das partículas finas produzidas (litargírio – PbO), pois não podem ser introduzidas no alto forno dessa forma. Esse processo é conhecido como “sinterização”. O processo de ustulação é representado pela equação 1, a seguir.

2PbS + 3O2 → 2PbO + 2SO2↑ (1)

O concentrado de flotação é misturado com fundentes (i.e.: calcário), produtos reciclados (i.e.: sinterizado reciclado) e coque em pó. Essa mistura é alimentada, através da máquina de sinterização, no alto forno onde ocorre a ustulação. O material sinterizado reciclado é adicionado ao forno para controlar a temperatura e diluir o teor de sulfeto. O material sinterizado é aglomerado, na forma de agregado (torrão), e classificado em um tamanho próprio para o alto forno. A Figura 7 mostra detalhes de um alto forno para o processamento pirometalúrgico de concentrado de sulfeto de chumbo.

Os rejeitos originários desse processo são, primeiramente, gases e emissão de particulados, que requer um controle rigoroso. A maior parte do enxofre é removido do concentrado nesse estágio do processo e convertido em dióxido de enxofre (SO2). Nos dias atuais esse gas (SO2) é, usualmente, convertido em ácido sulfúrico, em uma unidade secundária de sub‐produtos que deve estar presente no mesmo local. No passado, o SO2 era emitido diretamente para a atmosfera.

A utilização, atualmente, de sistemas de coleta de particulados é prática padrão em instalações industriais desse tipo.


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Figura 7 ‐ Detalhes do alto forno.

Redução em alto forno

O concentrado ustulado, ou sinterizado, agora já na forma de aglomerado, é carregado no topo do alto forno aquecido, juntamente com o calcário e outros compostos fundentes, e coque de carvão como combustível. Ar pré‐aquecido é insuflado na parte inferior do forno para auxiliar no processo de combustão e completar a formação de óxidos metálicos. Os óxidos são reduzidos aos respectivos metais pelo coque e monóxido de carbono presente. As reações que traduzem o processo de redução são listadas abaixo.

calorCPOOC 22 (2)

2COCOC 2 (3)

2o COPbcalorCOPbO (4)

COPbCPbO o (5)

1. Minério de chumbo + fluxo, 2. Coque, 3. Elevador, 4. Entrada de alimentação, 5. Camada de coque, 6. Camada de material sinterizado, 7. Soprador de ar quente (em torno de 1200oC), 8. Remoção de escória, 9. Torneira para liberação de chumbo fundido, 10. Reservatório de coleta de escória, 11. Reservatório de coleta de chumbo metálico bruto, 12. Ciclone para coleta de poeira, 13. Forno Cowper para ar quente, 14. Saída de fumação, 15. Alimentação de ar para o forno Cowper (pré‐aquecedores de ar), 16. Carvão em pó, 17. Forno de coque, 18. Coque e 19. Gás do alto forno.


O resíduo não‐metálico (i.e., sulfetos, silicatos etc.) formam uma escória com os fundentes anteriormente adicionados [SiO2, FeO, CaO, Zn, S e pequenas quantidades de As, Sb, Pb (1 a 3%)]. O chumbo metálico produzido, que se apresenta na forma líquida, devido a elevada temperatura interna do forno, é vazado pela parte inferior do forno diretamente em moldes metálicos. O chumbo metálico formado dessa forma é um produto semi‐acabado conhecido como “bullion”. Esse chumbo contém impurezas metálicas tais como prata, ouro, cobre, zinco, antimônio, estanho, arsênio, bismuto e outros contaminantes menores que podem ser totalmente ou parcialmente removidos, por processo de refino, para produzir um chumbo metálico comercial.

A escória produzida nesse processo de fusão é removida no topo da massa metálica fundida e descartada. Os teores de chumbo, antimônio, zinco e outras impurezas metálicas são, ainda, relativamente elevados nessa escória.

Processo de refino

O bullion de chumbo necessita ser refinado, posteriormente, para remover as impurezas metálicas. No passado, o chumbo era importado na forma de bullion e não na forma de minério.

Em primeiro lugar, o cobre é removido em uma planta de geração de escória. O bullion de chumbo é fundido e resfriado à uma temperatura um pouco acima de seu ponto de fusão. O cobre cristaliza e sobrenada na superfície da massa fundida e recolhido como uma escória rica em cobre. Enxofre elementar é adicionado ao bullion de chumbo fundido para reduzir o teor de cobre pela formação de sulfeto de cobre que é, também, removido da superfície do chumbo fundido.

Após a remoção do cobre, distintos métodos são utilizados para remover as impurezas metálicas remanescentes no bullion de chumbo. Esses métodos podem ser pirometalúrgicos ou eletrolíticos. No processo eletrolítico, o chumbo puro é depositado nos catodos de chumbo e as impurezas metálicas permanecem nos anodos.

Nos processos pirometalúrgicos, a mistura metálica obtida, após remoção do cobre, é sequencialmente aquecida e resfriada em diferentes condições e em diferentes temperaturas. Esses processos oxidam, preferencialmente, ou se não removem as impurezas metálicas do chumbo refinado. Alguns dos principais processos utilizados são mostrados na Figura 7 e descritos a seguir.

Amolecimento

A presença de arsênio, estanho e antimônio tornam o chumbo metálico mais duro; o forno utilizado para a remoção desses metais é, portanto, chamado forno de amolecimento. O bullion de chumbo é fundido e agitado com insuflação de ar.


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Processo Harris

Nesse processo um fluxo, constituído pela mistura fundida de hidróxido de sódio (NaOH) e nitrato de sódio (NaNO3), é adicionado ao bullion de chumbo fundido. Após total mistura desses materiais, as impurezas metálicas como arsênio, estanho e antimônio são removidas em um fluxo alcalino na forma de arseniato de sódio (Na3AsO4), estanato de sódio (Na2SnO3) e antimoniato de sódio (Na3SbO4) (MATTHIAS, 1929).

Processo Parke (remoção de prata)

Esse processo remove prata e ouro pela adição de zinco metálico no reator de remoção de prata. O ouro e a prata são dissolvidos, preferencialmente, no zinco o qual, sendo mais leve que o chumbo, surge na superfície do banho fundido (bullion de chumbo). A temperatura do banho fundido é diminuída e a escória sobrenadante, rica em prata e zinco, se solidifica e removida do forno. Os componentes dessa escória são separados por destilação. O zinco é reciclado ao processo de remoção de prata enquanto a escória rica em prata é refinada, posteriormente, usualmente em forno de copelação. No processo de copelação, o chumbo presente é oxidado a litargírio (PbO) (que é utilizado em outros seguimentos industriais – e a escória rica em prata é contatada com um fluxo de nitato de sódio que reduz ao mínimo os teores de outras impurezas, tais como o cobre, bismuto e ferro. Esse processo conta, de forma vantajosa, com duas propriedades do zinco quando no estado líquido. A primeira é que o zinco é imiscível em chumbo, e a outra é que a prata é 3000 vezes mais solúvel em zinco do que no chumbo. Quando zinco é adicionado ao chumbo líquido, que contém prata como um contaminante, a prata migra, preferencialmente, para o zinco. Visto que o zinco é imiscível no chumbo, ele permanece em uma camada separada e é facilmente removido. A solução prata‐zinco é, então, aquecida até que ocorra a total vaporização do zinco, deixando quase prata pura. Se o ouro está presente no chumbo líquido, este pode, também, ser removido e isolado pelo mesmo processo (BRITANNICA ONLINE; LINUS, 1947).

Remoção de zinco

O zinco é removido do bullion primário de chumbo utilizando a destilação a vácuo. O vácuo é criado na superfície do bullion fundido e os vapores de zinco se condensam nas paredes do recipiente de vácuo. O zinco metálico é coletado e reutilizado no processo de remoção de prata.

Processo BettertonKroll

O processo Betterton‐Kroll é amplamente utilizado na remoção de bismuto do chumbo, acrescentando uma liga cálcio‐magnésio a um banho constituído da mistura fundida de chumbo e bismuto, em uma faixa de temperatura de 380 a 500 oC. Com‐postos são formados com bismuto que têm pontos de fusão mais elevados e densida‐des mais baixas do que o chumbo e, assim, podem ser separados como na forma de escórias sólidas. O bismuto pode, então, ser extraído da mistura dos elementos cálcio


e magnésio pelo tratamento com cloro. O método, desenvolvido pela American Smelting and Refining Co., na década de 1930, é as vezes chamado processo Asarco. Esse processo foi desenvolvido por William Justin Kroll em 1922 (BETTERTON; LEBEDEFF, 1937; KROLL, 1925) e melhoras processuais foram desenvolvidas por Jesse Oatman Betterton na década de 30 (BETTERTON; LEBEDEFF, 1940; SAMANS, 1949).

Refino final com soda cáustica

A adição de soda cáustica ao bullion, em temperaturas elevadas, conduz à formação de uma escória, constituída de antimoniato de sódio (Na3SbO4) e zincato de sódio (Na2ZnO2), que é removida do banho metálico fundido.

Os processos supramencionados são combinados, quando necessário, para refinar bullions de chumbo. O chumbo metálico puro resultante é moldado em lingotes ou barras para distintos usos comerciais.

As escórias obtidas dos processos de refino são, usualmente, re‐fundidas para se obter as impurezas como subprodutos e recuperar o chumbo nelas contido. A escória de cobre é tratada e o cobre removido na forma de mate, que pode ser comercializado para a recuperação desse metal. O antimônio e estanho são, usualmente, recuperados como ligas mais concentradas com chumbo e podem ser utilizadas diretamente na confecção de outras ligas de chumbo, como no caso da liga estanho‐chumbo que é utilizada como liga fusível (soldas). Fundentes e outros materiais formadores de escória são usados nesses processos de fusão e, inevitavelmente, alguns metais são retidos nas escórias resultantes. O bullion de chumbo recuperado volta ao processo de refino.

Produção secundária de chumbo

As fontes primárias de chumbo secundário são:

Sucata de chumbo (i.e.: sucata de bateria veicular, tubos e chapas de chumbo descartados). A sucata de bateria veicular tem constituído uma proporção substancial de matérias prima na indústria de chumbo em nível mundial. Parte dessa sucata pode ser previamente fundida em lingotes pelos fornecedores.

Escórias de chumbo contendo entre 35 e 90% de chumbo. Essas escórias surgem em diversas formas e são adquiridas como resíduos de outros processos metalúrgicos.

Invólucro de chumbo. O chumbo nessa forma foi usado no passado em cabos telefônicos e de enegia protegendo fios de cobre que deve ser removido antes de se recuperar o chumbo.

O preparo da sucata de chumbo pode envolver separação física de materiais antes de processá‐la. Esse tipo de preparo prévio se aplica, particularmente, à sucata de bateria automotiva. No passado, muitos locais adquiriam baterias inteiras. Nesse caso a solução sulfúrica era removida dessas baterias exáustas e a carcaça de ebonite


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tinha que ser quebrada manualmente. Entretanto, todas as fundidoras modernas possuem sistemas mecânicos de rompimento e separação de materiais, bem como instalações de tratamento dos efluentes ácidos (solução de ácido sulfúrico contendo chumbo solúvel). As baterias modernas possuem estojo em polipropileno, que deve ser removido.

As operações individuais envolvidas no processo de refino de chumbo são, essencialmente, as mesmas usadas na produção primária de chumbo; embora, as empresas tendem a realizar suas próprias adaptações. A extensão da remoção de impurezas metálicas depende da matéria prima em processamento, i.e., sucata de chapas de chumbo necessita somente de refino, ao passo que escória de chumbo necessita de um processo de fusão como etapa que antecede o processo de refino.

A sucata de chumbo é, geralmente, carregada no recipiente de fusão. Durante a fusão uma quantidade considerável de escória é formada (contendo cobre livre, ferro, óxidos, sujeira etc.). Essa escória é removida da superfície do chumbo fundido para posterior processamento pirometalúrgico. O chumbo metálico remanescente é, em seguida, refinado usando processos similares aos usados na produção primária de chumbo. Como exemplo, o cobre é removido como sulfeto, após a adição de enxofre elementar, o estanho e antimônio são removidos, como estanato de sódio e antimoniato de sódio, pela adição de hidróxido de sodio e nitrato de sódio à massa fundida. O chumbo metálico fundido é vazado em lingotes antes de processamento posterior.

As escórias provenientes da fusão e refino de sucatas de chumbo e materiais como sucata de bateria automotiva são fundidas em fornos rotatórios. No passado, alto forno ou forno revérbero foram utilizados. Fundentes como carbonato de sódio (Na2CO3), sílica (SiO2) e escamas de fusão removem as impurezas do chumbo e outros metais formando escória. Na recuperação de chumbo de baterias, o fundente absorve os sulfetos, silicatos e impurezas não‐metálicas e é descartado como resíduo. Os metais são re‐introduzidos no processo de refino.

Processamento posterior

A fabricação de produtos à base de chumbo refinado pode envolver diverssos processos, alguns dos quais são praticados nas instalações de fusão e refino de chumbo. Os processos mais simples são a fundição e moldagem do metal no produto desejado. Essas atividades não envolvem o uso de produtos químicos e são, portanto, relativamente limpos. Outros processos são altamente especializados e podem acontecer em locais separados que adquirem chumbo refinado como matéria prima.

Processos físicos

Esses processos incluem a fusão, a laminação e a extrusão.


A fundição (verter metal fundido em moldes) é o processo mais antigo empregado na indústria. A fundição e transformação em chapas e tubos foram realizadas no início do século 18.

Em meados do século 19, a fundição convencional foi quase que completamente substituída pela laminação. A laminação a frio convencional envolve a fusão do chumbo em grandes blocos retangulares e passados através de um par de rolos para produzir chapas finas.

Os tubos foram, originalmente, produzidos pela fusão em moldes e, então, puxados (extrusão) a frio através de uma série de cunhos. Esse método foi substituído, no final do ano de 1820, pelo uso do pistão hidráulico. A extrusão do chumbo pelo pistão foi adaptada e estendida à produção de arame e cabos.

Processos especiais e tratamentos químicos

Esses processos envolvem a produção de ligas de chumbo e outras formas de chumbo para mercados definidos:

Ligas

As ligas de chumbo são feitas pela adição de outros metais em teores variando entre 0,1 e 70%. O antimônio e estanho são usados, frequentemente, para a proteção anticorrosiva, para melhorar a fluidez quando fundido ou endurecer quando resfriado. O cádmio é, também, um costituinte de ligas facilmente fusíveis e de soldas maleaveis, apesar de não ser usado amplamente. As ligas de chumbo são mais comuns em baterias, soldas, metais de impressão e revestimentos protetores.

Chumbo branco (carbonato de chumbo)

A produção desse produto químico foi comum nos séculos 18, 19 e 20. Vários processos de produção foram usados, tais como o velho processo holandes e os processos Carter, Euston, Sperry e Thompson‐Stewart, que usam a mesma reação química básica. O chumbo, quer como sólido ou como pó, era convertido em acetato de chumbo pela reação com acido acético e o acetato resultante era, então, convertido em carbonato de chumbo por reação com dióxido de carbono (CO2). O chumbo branco era amplamente utilizado como pigmento na indústria de tintas e em cerâmicas, embora tenha sido substituído em tintas pelo uso de dióxido de titânio (TiO2).

Litargírio (monóxido de chumbo, PbO) e chumbo vermelho (óxido de chumbo, Pb3O4)

O litargírio é formado pela fusão de barras de chumbo em fornos revérbero e de co‐pelação na presença de ar. Alguns processos de produção envolviam a queima do chumbo com formação de fumaça na presença de oxigênio. O litargírio, que tem sido


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usado em uma ampla variedade de indústrias, em escamas ou na forma de pó, pode ser conhecido como litargírio de vidreiro (utilizado na fabricação de uma forma de vidro endurecido), litargírio cerâmico (usado como um costituinte vitrificante para cerâmicas e esmaltes), litargírio colorante (usado na fabricação de pigmentos) ou li‐targírio para fabricantes de borracha (usado como acelerador ou enrigecedor na fa‐bricação de borracha). O chumbo vermelho, que é usado como pigmento, é uma forma de chumbo mais oxidada que a do litargírio. Ele é formado pelo aquecimento do litargírio em pó em temperatura cuidadosamente controlada. O litargírio absorve oxigênio e é convertido em chumbo vermelho.

Resíduos dos processamentos primário e secundário de chumbo

Escória

A escória proveniente da operação do alto forno contém minerais e muitas impurezas metálicas, incluindo de 2 a 4% de chumbo. A escória da pirometalurgia do chumbo tem sido sempre reciclada no processo para propiciar a máxima recuperação das impurezas metálicas que permanecem após processo de fusão. Em alguns casos, a escória é volatilizada, posteriormente, em um forno para coletar algo de zinco recuperável. Da mesma forma, os processos de refino produzem pequenas quantidades de escória metálica e rejeito sólido. Caso essas substâncias não fossem recicladas em um forno de fusão elas teriam sido dispostas ou em outro local ou no mesmo local onde foram produzidas (em caso de disponibilidade de espaço). Nesse momento, existem controles estritos para a disposição desses materiais se não forem reciclados.

Dejetos

Os dejetos provenientes dos processos de refino contêm chumbo, cobre, arsênio, antimônio, prata e bismuto. Os teores desses metais vai depender das suas quantidades originalmente presentes na matéria prima. A recuperação desses metais dos dejetos vai ocorrer caso seja rentável.

Poeiras e fumaças

Nos processos de sinterização, fusão e refino, fumaça e poeiras contendo metais podem ser emitidas durante o processamento e durante as operações de carga e descarga dos fornos. Essas poeiras podem conter de 10 a 20% de chumbo bem como uma ampla faixa de metais e metaloides, especialmente cobre, zinco, arsênio, antimônio, estanho, cádmio, prata, ouro e bismuto. As unidades fabris são, normalmente, projetadas para operarem com sistemas de captação de emanações e as poeiras são usualmente extraídas em ciclones e filtros. A poeira retida nesses sistemas é re‐fundida ou, como no passado, disposta no próprio local da produção de chumbo. As poeiras ricas em metal estão, comumente, presentes nos fornos, nos dutos e por toda a unidade operacional. No passado, o chão dessas unidades fabris


não eram pavimentadas e a contaminação direta do solo ocorria como resultado do contato com fumaças, respingos de escórias e minério.

Águas residuais

Águas residuais podem surgir de diversas fontes, incluindo plantas para reciclagem de baterias automotivas, como também das operações de lavagem e vazamentos.

Os gases emanados nas plantas de produção pirometalúrgica de chumbo são, as vezes, lavados produzindo efluente líquido contendo metais pesados. Esses efluentes necessitam, portanto, serem tratados para neutralização e precipitação desses metais (na forma de lama) antes do descarte. Essa lama é, então, disposta em aterros apropriados, possivelmente existente no próprio perímetro industrial, ou ser posteriormente refundida.

Opções tecnológicas para o tratamento dos resíduos de chumbo em Santo Amaro

Durante o processo produtivo de chumbo praticado em Santo Amaro gerava‐se uma escória que era disposta no meio ambiente sujeita a intempéries com possibilidade de liberação de metais pesados, tais como chumbo, arsênio, cádmio, bismuto etc., quer por processos químicos oxidativos ou por processos biológicos naturais. Além dessa escória, durante a produção pirometalúrgica do chumbo, material particulado, constituído por PbO (litargírio), Pb3O4 (óxido salino de chumbo), PbSO4 (sulfato de chumbo), era emitido pela chaminé e se depositava nas cercanias da fábrica sem mencionar o anidrido sulfuroso (SO2) emitido continuamente que em contato com umidade e chuvas gerava chuva ácida responsável por disponibilizar metais, em suas formas solúveis, ao meio ambiente.

Diante desse cenário de agressão ambiental, vislumbram‐se rotas de tratamento des‐ses materiais, escória e particulado, quer conjuntamente, pela fusão desses materiais com agregação de fontes secundárias de chumbo (i.e.: baterias automotivas exaustas, tubos de chumbo, laminados de chumbo etc.), ou em separado pelo processamento da escória em moinho de barras, seguido de um peneiramento em uma série de pe‐neiras a ser definida, posteriormente, para a retenção de lâminas de chumbo, resul‐tado da laminação de gotículas de chumbo encapsuladas na matriz da escória. O ma‐terial fino, resultado dessa operação de moagem, deverá ser submetido, posterior‐mente, a um processo de flotação, cuja faixa granulométrica carreadora de partículas minúsculas de chumbo será definida quando da realização dos testes de flotação. Essa rota, como pode ser depreendido, não contempla o processamento do material particulado supramencionado que será realizado por um processo de fusão com adi‐ção de um agente redutor (coque) e agentes químicos de escorificação para a trans‐formação desses compostos de chumbo em chumbo metálico.


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O fluxograma da Figura 8 mostra as operações e processos unitários necessários para a transformação dos compostos de chumbo em chumbo metálico, que se juntará ao chumbo metálico contido na escória (gotículas de chumbo), chumbo esse que será carreado para a base de um alto forno com o auxílio da adição de agentes químicos de escorificação (fluxo), bem como das fontes secundárias de chumbo (baterias automo‐tivas, tubos de chumbo, lâminas de chumbo etc.).

Escória da ProduçãoPirometalúrgica do Chumbo

Fusão EscorificanteCoque

Fonte secundáriade Chumbo:-baterias automotivas exaustas-Tubos de chumbo-Laminados de chumbo

MaterialParticulado:-PbO-Pb O3 4PbSO4-

Escória

[Pb]< 2ppm

Descarte

[Pb]>2ppm

Reprocessamento

Bullion de Chumbo

Figura 8 ‐ Operações e processos unitários necessários para a transformação dos compos‐tos de chumbo em chumbo metálico.

A ideia de se agregar fontes secundárias de chumbo à mistura escória‐compostos de chumbo tem dois objetivos. Um desses objetivos visa aumentar a quantidade de chumbo metálico à mistura a ser fundida para facilitar a coalescência das micro gotí‐culas de chumbo encapsuladas na matriz da escória. O outro objetivo é justificar um investimento em infraestrutura para a construção de uma fundidora para o proces‐samento pirometalúrgico do passivo ambiental existente em Santo Amaro, a ser rea‐lizado em local a ser definido posteriormente, de preferência, segundo a opinião pú‐blica local, fora da cidade de Santo Amaro. No caso da utilização de baterias automo‐tivas, essas se constituem como uma fonte constante de chumbo visto que as mesmas


duram, em funcionamento, de 1 a 3 anos e o grande crescimento do mercado de bate‐rias no século XX foi decorrente do crescimento da indústria automobilística, na qual as baterias são aplicadas para a partida, iluminação e ignição (baterias SLI – starting, lighting and ignition) dos veículos. Estima‐se que esse mercado consome entre 70 a 75% da produção mundial de chumbo (JOST, 2001). A maior parcela do chumbo atualmente consumido no mundo destina‐se à fabricação de acumuladores elétricos para diferentes fins. As baterias chumbo‐ácido são universalmente utilizadas como fonte de energia em veículos automotores, em sistemas de fornecimento de energia elétrica e em produtos de consumo em geral. Quando essas baterias chegam ao final de sua vida útil devem ser coletadas e enviadas para unidades de recuperação e reci‐clagem. Esta providência garante que seus componentes perigosos (metais e ácido) fiquem afastados de aterros e de incineradores de lixo urbano e que o material recu‐perado possa ser utilizado na produção de novos bens de consumo. Todos os consti‐tuintes de uma bateria chumbo‐ácido apresentam potencial para reciclagem. Uma bateria que tenha sido impropriamente disposta, ou seja, não reciclada, representa uma importante perda de recursos econômicos, ambientais e energéticos e a imposi‐ção de um risco desnecessário ao meio ambiente e seus ocupantes. As baterias au‐tomotivas, estacionárias e tracionárias, contêm chumbo na massa positiva, massa ne‐gativa, nas grelhas e conexões e ainda na solução eletrolítica de ácido sulfúrico; portanto, nas instalações, durante o uso das mesmas, no transporte, manutenção, armazenamento temporário e na disposição final, cuidados devem ser tomados para que não ocorra vazamento de chumbo e ácido sulfúrico que exponha os usuários e contamine o solo, ar e água. Se após o seu esgotamento energético essas baterias não forem segregadas e seu conteúdo reciclado, causarão ameaça ambiental significativa.

Não há um substituto economicamente interessante para o chumbo nas baterias au‐tomotivas chumbo‐ácido. A produção total mundial, de acordo com o dado mais re‐cente de 2006, foi de 8,6 milhões de toneladas. Estima‐se que 60% das toneladas desse metal produzidas provêm da produção secundária, ou seja, devido à reciclagem propriamente dita e o restante de minas. A reciclagem formalizada das baterias de chumbo‐ácido é a alternativa que se mostra mais adequada para compatibilizar inte‐resse de economia e proteção ao meio ambiente.

O fluxograma da Figura 9, a seguir, mostra as operações unitárias utilizadas, conven‐cionalmente, no processamento das baterias automotivas exaustas. A fração pesada desse processamento se constitui como a fase metálica a ser adicionada à mistura escória‐compostos de chumbo, que comporão a carga a ser alimentada no alto forno para a produção do bullion de chumbo. Esse chumbo bruto produzido carece de uma etapa de refino para livra‐lo de impurezas metálicas caso se pretenda utilizá‐lo para fins mais nobres.


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Bateria Automotiva(Exausta)

Drenagem(Ácida) Trituração

PeneiramentoEletrólito Ácido

Finos e Pastados Eletrodos

Trituração

SeparaçãoGravítica

Fração Leve

SeparaçãoGravítica

MaterialMetálico

Fração Pesada

Ebonite

Polipropileno

Fração Pesada

Fração Leve

Figura 9 ‐ Operações unitárias no processamento inicial de baterias automotivas exaus‐tas.

Por outro lado, o fluxograma da figura 10 mostra as operações e processos unitários utilizados no processamento dos componentes e resíduos das baterias exaustas.


Finos e Pastados Eletrodos

Material Metálico Eletrólito Ácido

Dessulfurização

Óxidos deChumbo

Neutralização

Hidróxido de Chumbo

[Pb(OH) ]

Fluxo(Fundentes)

SubstânciasRedutoras

Forno Escória

Chumbo Bruto(Bullion de Chumbo)

2

Solução de Na SO2 4

NaOH

Figura 10 ‐ Operações e processos unitários utilizados no tratamento dos resíduos sólidos e solução sulfúrica.

Caso seja do interesse o processamento em separado da escória existente em Santo Amaro, um processamento físico inicial pode ser utilizado. Essa etapa consiste na moagem dessa escória, em moinho de barras, para propiciar a laminação das gotícu‐las de chumbo encapsuladas naquela matriz. O resultado dessa operação de moagem é um material particulado, contendo lâminas de chumbo, que deve ser, em seguida, peneirado para a retenção desse material metálico, em forma de lâminas, posterior‐mente, fundido. Os finos dessa operação de moagem, contendo, possivelmente, partí‐culas metálicas muito finas, devem ser submetidos ao processo de flotação, com a utilização de reagentes específicos, a serem definidos posteriormente, e a fase metá‐lica resultante deverá se juntar àquela fase metálica anterior retida na série de penei‐ras utilizadas. O fluxograma da Figura 11 mostra as operações e processos unitários que deverão ser utilizados no processamento da escória da produção pirometalúr‐gica de chumbo.


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Escória da ProduçãoPirometalúrgica do Chumbo

Moagem(moinho de barras)

Peneiramento(série Tyler)

Lâminas de Chumbo

Refusão

Bullionde

Chumbo

Partículas Finas de Escória

Processo de Flotação

Chumbo Metálico(Partículas Finas)

Partículas finas de Escória

(Isentas de Pb)

Figura 11 ‐ Operações e processos unitários que deverão ser utilizados no processamento da escória da produção pirometalúrgica de chumbo.

Contaminação

A contaminação de uma área industrial dependerá, em muito, da história pregressa dessa área e da diversidade de materiais nela produzidos. Os contaminantes em potencial estão listados abaixo e as informações referentes à toxicidade dos metais presentes nos resíduos podem ser acessadas na literatura (SAMANS, 1949). É muito pouco provável que qualquer uma dessas áreas contenha todos esses contaminantes citados. É recomendado que uma investigação criteriosa desses locais sejam conduzidas para se determinar a natureza exata da contaminação associada a uma determinada área.

Os compostos químicos e outros materiais listados na Tabela 1, abaixo, refletem, ge‐ralmente, aqueles associados com esse seguimento industrial e têm potencial para contaminar o solo. Essa lista não é exaustiva, nem significa que todos esses produtos químicos possam estar presentes nem ter causado contaminação.


Tabela 1‐ Compostos químicos e outros materiais considerados como potenciais contaminantes na metalurgia do chumbo.

Metais, metaloides e ligas metálicas

Pb, As, Sn, Sb, Cd, Cr, Bi, Mg, Mn, Cu, Zn, Ag e Fe

Compostos Inorgânicos Sulfetos, sulfatos, cloretos, Carbonatos (ie., PbCO3, Na2CO3), óxidos (ie., PbO, Pb3O4), sais de sódio (ie., NaNO3, Na3AsO4, Na2SnO3, Na3SbO4 e Na2ZnO2

Ácidos H2SO4 Álcalis NaOH Produtos de carvão CoqueÓleos Óleo combustível, incluindo diesel e óleos

lubrificantes

Aspectos Ambientais e da contaminação por chumbo em Santo Amaro

Quando das transformações pirometalúrgicas do chumbo metálico e seus compostos, cuidados devem ser tomados visando livrar o operador, dos fornos de fusão, dos va‐pores de chumbo metálico que causam danos irreversíveis ao sistema respiratório, com possibilidade de transformações químicas orgânicas gerando compostos orgâni‐cos contendo chumbo (organo‐metálicos) com acesso direto à corrente sanguínea.

Toxicocinética do chumbo

Absorção

O processo de absorção do chumbo, proveniente de fontes ambientais, depende da quantidade do metal nas vias de introdução e de seu estado físico e químico. A absor‐ção é também influenciada por características relacionadas ao hospedeiro, como idade, estado fisiológico, condição nutricional e, possivelmente, fatores genéticos.

Absorção pulmonar

A passagem do chumbo, presente na atmosfera, para o sangue envolve duas etapas: a deposição das partículas de chumbo no trato respiratório e remoção/absorção do metal do trato respiratório para a circulação. As partículas são depositadas, princi‐palmente, nos sacos alveolares do pulmão. Fumos e vapores gerados em operações, nas quais os metais são cortados ou aquecidos, caso típico das unidades pirometalúr‐gicas de chumbo, a exemplo da operada em Santo Amaro, são de tamanho muito pe‐queno e, portanto, podem ser absorvidos. A absorção depois da deposição varia con‐forme a solubilidade dos compostos de chumbo e da toxicidade inerente para os ma‐crófagos e cílios do pulmão (AZEVEDO; CHASIN, 2003).

No homem, a deposição respiratória do chumbo da atmosfera está na faixa de 30 a 50% e varia com o tamanho da partícula e taxa de ventilação. Taxas elevadas de de‐


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posição podem ocorre com partículas maiores; entretanto, essa deposição acontece no trato respiratório superior, podendo, eventualmente, haver deslocamento de par‐tículas para o trato gastrintestinal (AZEVEDO; CHASIN, 2003).

A via respiratória constitui a principal via de absorção do chumbo na exposição ocu‐pacional. Cerca de 20 a 40% do metal que entram no trato respiratório permanecem no organismo, e a maior parte é removida para o trato gastrintestinal através dos movimentos ciliares. A quantidade que permanece nos pulmões é rapidamente absorvida, independente da forma química do metal (JOST, 2001).

Absorção oral

A extensão e a taxa de absorção gastrintestinal são influenciadas por fatores relacio‐nados à dieta, ao estado nutricional e à forma química do metal. Por exemplo, o chumbo ingerido durante períodos de jejum é absorvido numa extensão muito maior do que o ingerido com alimentos (AZEVEDO; CHASIN, 2003). No caso de adultos e crianças mais velhas sem exposição ocupacional, o chumbo absorvido pelo trato gas‐trintestinal é proveniente da ingestão do metal em alimentos, bebidas e solo ou poeira.

Absorção cutânea

A taxa de absorção dérmica dos compostos de chumbo inorgânicos é bastante redu‐zida, sendo esta via muito menos significativa do que a oral e a respiratória. Com re‐lação aos compostos tetra‐alquilados de chumbo, estudos em animais de experimen‐tação indicaram que são extensivas e rapidamente absorvidas pela pele de coelhos e ratos (ASTDR, 1999).

Conclusões

Diante do exposto, e considerando os aspectos operacionais quando da operação da planta pirometalúrgica de produção de chumbo em Santo Amaro, podemos concluir que:

Pouca importância foi dada às emanações produzidas durante aquele processo pro‐dutivo, em especial aos danos que tais emanações causariam aos operadores daquela unidade pirometaúrgica, num primeiro momento, e, por extensão, aos moradores que ali viviam e que permanecem penalizados pela persistência dos compostos de chumbo depositados por décadas;

Não houve, por parte dos dirigentes técnicos, a preocupação de informar aos opera‐dores, de forma palatável, as propriedades físicas e químicas dos compostos de chumbo, aos quais estavam constantemente expostos, e de prover os equipamentos de proteção individual que, certamente, os livrariam, localmente, de tais exposições que tanto os debilitaram de forma continuada, por tanto tempo. Essa exposição se estendeu aos moradores circunvizinhos quer pelo material particulado expelido pela


chaminé da fábrica e, ainda, pelo transporte dinâmico dos operadores em retornando aos seus lares com as vestimentas de trabalho;

Com a operação interrompida há muitos anos, ficou um legado de enfermidades cau‐sadas pelos metais pesados dispostos, de alta periculosidade, a exemplo do chumbo, cádmio, arsênio, bismuto etc., que devem, sem sombra de dúvidas, ser extraídos da‐quela localidade e devolver, com a maior brevidade possível, aos moradores de Santo Amaro o direito de um meio ambiente sadio para seus filhos;

Foram acenadas as alternativas tecnológicas para tal descontaminação, sendo a im‐plantação dessas rotas processuais uma decisão que deverá ser tomada, num futuro bem próximo, e em lugar apropriado com a devida infraestrutura operacional. Cer‐tamente, será necessário congregar uma mão de obra qualificada e informada, ante‐cipadamente, dos riscos de se lidar com esse tipo de matéria prima e rotas proces‐suais, pois não podemos, mais uma vez, incorrer nos mesmos erros do passado.

Referências bibliográficas

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AZEVEDO, F.A.; CHASIN, A.A.M. Metais, Gerenciamento da Toxicidade. Atheneu, Intertox, 2003.

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BETTERTON, J. O.; LEBEDEFF, Y. E. Recovery of bismuth. 1940.

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SAMANS, C. H. Engineering Metals and their Alloys, MacMillan, 1949.

QQuuíímmiiccaa aannaallííttiiccaa aapplliiccaaddaa aaoo eessttuuddoo ddoo cchhuummbboo LLíílliiaann IIrreennee DDiiaass ddaa SSiillvvaa11 MMaannuueell CCaassttrroo CCaarrnneeiirroo22 TThhaaiiss ddee LLiimmaa AAllvveess PPiinnhheeiirroo FFeerrnnaannddeess33

Introdução

Os alquimistas acreditavam que o chumbo era o mais antigo dos metais e o associa‐vam ao planeta Saturno: saturnismo, ainda hoje, é o envenenamento por inalação ou ingestão de chumbo. Este elemento tem uma vasta gama de aplicações, sendo um dos metais mais utilizados no mundo.

O chumbo raramente é encontrado no seu estado natural, mas sim, em combinações com outros elementos, sendo os mais importantes, os minérios galena (PbS), cerus‐sita (PbCO3) e anglesita (PbSO4). A galena geralmente ocorre associada com a prata e é o mínero‐mineral mais importante de chumbo. O zinco, o cádmio, o cobre, o ouro e o antimônio são outros metais que, por vezes, aparecem associados ao chumbo.

A química analítica apresenta um conjunto de ferramentas fundamentais para as ciências ambientais, tecnológicas e para a legislação. Num primeiro momento, as análises de amostras ambientais devem contribuir para responder questões quanto à identidade e concentração dos poluentes. Um estudo mais detalhado deve ser capaz de contribuir para a elucidação da mobilidade, estabilidade, transformações, acumulação e efeitos de curto e longo prazo das espécies presentes no ecossistema.

Independente do nível de detalhamento da abordagem, a amostragem é sempre a primeira etapa de qualquer procedimento analítico (Figura 1).

1 Mestra em Química Analítica pelo IQ ‐ Instituto de Química da UFRJ – RJ. 2 Doutor em Química Analítica pela Universidade de Barcelona – Espanha. 3 Doutora em Ciência de Materiais e Metalurgia pela PUC‐Rio.

QQuuíímmiiccaa aannaallííttiiccaa aapplliiccaaddaa aaoo eessttuuddoo ddoo cchhuummbboo 175

Figura 1 ‐ Etapas de um procedimento analítico completo (Cornelis et al., 2003).

Definição do problema

Em primeiro lugar deve‐se ter em mente que a definição do problema analítico im‐plica na seleção e desenho do procedimento experimental. Portanto, a definição do problema é crucial e todas as propriedades relevantes do analito de interesse, da ma‐triz e da técnica analítica, além de diversos parâmetros necessários para avaliação dos resultados analíticos, devem ser levados em consideração.

Para amostragem de solos e sedimentos, o aspecto mais difícil e critico é a represen‐tatividade. É condição sine qua non para garantia da qualidade dos resultados analíti‐cos, que as amostras sejam coletadas levando‐se em consideração todos os parâme‐tros que afetam a representatividade das mesmas. A campanha de amostragem nor‐malmente leva em consideração o conhecimento prévio do ambiente, assim como dados geológicos, meteorológicos, geográficos, biológicos e das atividades humanas no local.

Desenho do processo – plano de ação

O objetivo de qualquer análise química é obter a informação necessária num prazo aceitável para o usuário/cliente. Isto significa que o analista deve reunir a informação necessária e suficiente, incluindo revisão bibliográfica, para resolver o problema em questão. Os principais componentes a serem considerados na planificação das análi‐ses estão resumidos na Figura 1. Cada componente é importante para obter informa‐ção confiável a partir dos resultados analíticos. A amostragem de campo e procedi‐mentos de subamostragem em laboratório devem ser desenhados para garantir a in‐

LLíílliiaann IIrreennee DDiiaass ddaa SSiillvvaa,, MMaannuueell CCaassttrroo CCaarrnneeiirroo ee TThhaaiiss ddee LLiimmaa AAllvveess PPiinnhheeiirroo FFeerrnnaannddeess 176

tegridade dos resultados. Para armazenar as amostras e os padrões, devem ser ado‐tados procedimentos adequados. Todas as amostras devem ser rotuladas e registra‐das. Os procedimentos físicos e químicos realizados com as amostras antes das me‐didas servem para remover ou reduzir interferentes, ajustar as concentrações do analito para uma faixa adequada para a medida, ou produzir espécies do analito que possuam propriedades mensuráveis. Estes procedimentos incluem dissolução, sepa‐ração, diluição, concentração e derivatização química. Controlar e conhecer o ambi‐ente químico frequentemente é necessário para garantir que o analito seja medido na forma desejada e para minimizar os efeitos dos interferentes. Os parâmetros ambien‐tais incluem temperatura, pH, dados meteorológicos, etc.

Amostragem

Em qualquer análise química, clássica ou instrumental, inorgânica ou orgânica, é exi‐gido que o analista inicie com uma quantidade conhecida da amostra. A falta de uma amostra bem definida é, com frequência, motivo de discordância entre analista e cliente ou entre laboratórios. Os resultados analíticos apenas terão validade se a amostra representa o material de interesse. Embora nem sempre seja fácil é reco‐mendável que todas as amostras sejam submetidas a procedimentos de preparação que garantam granulometria adequada, homogeneidade e representatividade.

Processamento da amostra – secagem

Uma vez obtida a amostra representativa, a maioria das análises começa com a secagem. Embora muitos métodos possam ser utilizados, a secagem tradicional em estufas (105°C) e o equilíbrio em dessecadores oferecem resultados satisfatórios para a maioria das análises inorgânicas.

Pesagem da amostra

O termo pesagem é inadequado porque a massa desconhecida é comparada com a massa de um padrão analítico conhecido. Atualmente a grande maioria dos laboratórios utilizam balanças analíticas eletrônicas que embora fáceis de operar, estão sujeitas a variações que precisam ser levadas em consideração. É fundamental que estejam instaladas em mesas antivibração e em salas com controle de umidade e temperatura. Além disso, é importante um plano de calibração periódica das balanças e a obervação dos limites de capacidade de carga das mesmas.

Armazenamento

Uma vez preparadas, as soluções padrão e as soluções amostra não têm uma vida útil indefinida e precisam ser armazenadas em recipientes adequados. Para as soluções contendo cátions, a melhor opção é manter a acidez em ácido 1% ou 2%. A maioria das espécies inorgânicas são estáveis indefinidamente em meio ácido. O problema reside na contaminação causada pelo material do recipiente. Embora os recipientes


de vidro não permitam o transporte de massa através das paredes, o vidro lentamente se dissolve no solvente, liberando seus elementos mais abundantes (Si, K, Na, Ca, Mg e Al). O grau de contaminação depende do tempo de armazenamento. Recipientes de quartzo são os mais próximos do ideal porque são essencialmente confeccionados em silica pura, liberando praticamente apenas Si.

Frascos de polietileno são comumente usados para armazenar soluções de inorgânicos, enquanto que o vidro é usado para soluções de orgânicos. A maior desvantagem do polietileno é a transpiração através das paredes, perdendo cerca de 0,25% do conteudo por ano. Para armazenamento por longos períodos, Teflon e outros fluoropolímeros são os mais indicados, pois as perdas são bem menores. A Tabela 1 apresenta dados sobre as impurezas presentes no material usado para confeccionar os recipientes de laboratório. É importante ressaltar que estes elementos traço podem ser lixiviados das paredes dos recipientes pela solução neles contida, variando em quantidade e qualidade, em função do material, do pH da solução e do tempo de armazenamento.

Tabela 1 ‐ Principais elementos traço presentes na vidraria usada em laboratório (Kosta,1982).

Faixa de concentração, mg/kgMaterial 100 10 – 0,1 0,1 – 0,01 0,01 – 0,001

Polietileno Na, Zn K, Br, Fe, Pb Mn, Al, Sn, Se

Cu, Sb, Co, Hg

Polipropileno Ca, Al, Ti Cl, Si, Sr Policloreto de vinila

Na, sn, Al, Ca

Br, Pb, Sn, Cd, Zn, Mg

As, Sb

Teflon K, Na Cl, Na, Al, W Fe, Cu, Mn, Cr, Ni

Cs, Co

Policarbonato Cl, Br Al, Fe Co, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb

Sc, Tl, U, Y, In

Vidro Al, K, Mg, Mn, Sr

Fe, Pb, B, Zn, Cu, Rb, Ti, Ga, Cr, Zn

Sb, Rb, La, Au, As, Co

Silica Cl, Fe, K Br, Ni, Cu, Sb, Cr

Sb, Sc, Th, Mo, Cd, Mn, Co, As, Cs, Ag

Procedimentos analíticos

Vários métodos analíticos estão disponíveis para determinação de Pb em amostras ambientais e biológicas. Estes métodos variam em custo e treinamento de pessoal especializado. Tanto na análise clássica como na instrumental, a determinação final é quase sempre precedida por uma ou mais etapas preparatórias. A precisão e a exati‐dão dos resultados analíticos não são melhores do que a precisão e exatidão conjunta das etapas de preparação e podem ser afetadas pela contaminação das amostras dentro ou fora do laboratório. A maioria das etapas de preparação para a análise ins‐trumental são as mesmas adotadas pelos métodos clássicos. Portanto, é


imprescindível adotar as boas práticas de laboratório. A fim de garantir qualidade dos resultados o analista deve utilizar material de referência certificado semelhante à matriz da amostra de interesse. Não é pretensão desta seção fornecer descrição exaustiva dos metodos analiticos disponíveis para detectar e quantificar niveis de Pb em amostras ambientais. Trata‐se tão somente de uma abordagem dos métodos citados na apresentação durante o Seminário “Santo Amaro” (CETEM, 24‐25 de outubro de 2012).

Os métodos mais utilizados para determinação de Pb em amostras ambientais são a espectrometria de absorção atômica com chama (F‐AAS), espectrometria de absorção atômica em forno de grafite (GF‐AAS), espectrometria de emissão atômica com plasma indutivamente acoplado (ICP‐OES), espectrometria de massas com plasma indutivamente acoplado (ICP‐MS) e espectrometria de fluorescência de raios‐X (FRX). Os métodos colorimétricos, usando 1,5‐difeniltiocarbazona (ditizona) como reagente colorimétrico, também são muito usados, embora menos sensíveis e mais laboriosos. Além dos métodos instrumentais, ainda são usados os chamados métodos clássicos, como a gravimetria e titrimetria.

Métodos clássicos

A gravimetria é a determinação de um elemento ou espécie através da medida da massa de um produto relativamente insolúvel de uma reação química bem caracteri‐zada envolvendo aquele elemento ou espécie. O produto insolúvel pode ser um gás emanado da solução, ou pode ser um resíduo sólido não volátil. Usualmente o pro‐duto insolúvel é um precipitado formado em uma solução aquosa. Os métodos clássi‐cos de gravimetria e titrimetria, juntamente com a colorimetria e a espectrometria de massas com diluição isotópica (IDMS), são chamados de métodos definitivos ou ab‐solutos porque tem erros exatamente definidos e, sob condições adequadas, não ne‐cessitam de calibração externa.

Um exemplo de método gravimétrico clássico para determinação de Pb é mostrado na Figura 2. O produto final da reação é o PbCrO4 (cromato de chumbo). Além da co‐loração característica (amarela), que ajuda na identificação, a quantificação é baseada na medida da massa do cromato de chumbo obtida. Neste método a amostra é tratada com uma mistura de ácido nítrico e sulfúrico. Uma vez dissolvida, a solução é aque‐cida para liberação de vapores de SO3, NO2, H2O e impurezas voláteis, até coloração branca dos vapores. O resíduo é composto de PbSO4 e impurezas não voláteis, como Cd, Bi, Ba, etc. A adição de uma solução de acetato de amônio 3 molar dissolve prefe‐rencialmente o PbSO4. Finalmente o Pb é precipitado na forma de um precipitado amarelo de cromato de chumbo, livre dos interferentes. Após secagem, o sólido pode ser pesado e o Pb quantificado usando relações estequiométricas adequadas.


Figura 2 ‐ Método gravimétrico para determinação de chumbo.

Métodos de triagem

De uma forma básica e bastante simplificada, os métodos de triagem podem ser con‐siderados como uma medida qualitativa do tipo sim ou não. Em um estudo recente, para avaliação da confiabilidade do kit de spot test, da marca LeadChek, para detecção de Pb em poeira doméstica, ficou evidenciado (Figura 3) que este método está sujeito a interferências, neste caso a carga de poeira, que levam a falsos positivos com muita frequência. A coloração esperada, quando na presença de Pb, é uma variação da cor de rosa ao vermelho, enquanto que a ausência de Pb é indicada apenas pela coloração amarela. O percentual de resultados positivos, possíveis positivos e negativos para diferentes cargas de poeira sobre a superfície em teste, é apresentado na Figura 4.


Figura 3 ‐ (a) Fotografia de bastões LeadCheck mostrando resultados positivos, nega‐tivos e inconclusivos. (b) Vista do bastão sujo com rosa visível por trás da ponta su‐perior (Smith et al., 2007).

Figura 4 ‐ Percentual de resultados positivos, possíveis positivos e negativos para dife‐rentes cargas de poeira sobre a superfície (Smith et al., 2007)

Métodos instrumentais

Colorimetria

Entre os métodos instrumentais, o colorimétrico, seja pela simplicidade de operação ou pelo baixo custo, é um dos mais utilizados. No exemplo abaixo o Pb é sucessiva‐mente extraído de modo a eliminar as interferências. O Pb, uma vez em solução aquosa (pH 9,5 ‐ 10), é extraído com uma solução de ditizona. Agora na fase orgânica, o Pb é novamente extraído com uma solução aquosa de ácido nítrico. Novamente o pH é ajustado e o Pb extraído com ditizona. Finalmente, livre dos interferentes, o Pb pode ser quantificado espectrofotometricamente.


Figura 5 ‐ Determinação espectrofotométrica de Pb após extração com ditizona.

Cromatografia de íons

Outro método instrumental utilizado para separação e quantificação de metais é a cromatografia de íons (CI). A CI é útil para separar íons livres e espécies facilmente ionizáveis. Como as espécies metálicas ocorrem frequentemente na forma ionizada, a CI é muito utilizada. O fato de a separação ocorrer em meio aquoso, faz a técnica compatível com os detectores elemento‐específicos (ICP‐MS). Além do detetor con‐vencional de condutividade iônica, é possível o acoplamento com um reator pós‐co‐luna para transformar o analito de interesse em uma espécie UV‐Vis absorvente. Na Figura 6 é mostrada uma aplicação onde vários elementos, na forma catiônica, são separados e detectados por um detetor de absorção molecular UV‐Vis. O reagente utilizado para a reação pós‐coluna é o (4‐(2‐piridilazo)‐resorcinol) (PAR). É impor‐tante ressaltar o quanto é crítica a vazão do reagente pós‐coluna, principalmente para Pb.

Fase orgânica

Pb extraído com solução de ditizona

Pb2+

Aq.

Pb2+

org.

(pH 9,5 – 10,0 c/ NH4OH aq.)

Fase aquosa

Pb extraído com solução de ditizona

Pb2+

org.

Pb extraído da fase orgânica com HNO3 aq.

Pb2+

Aq.

Pb2+

Aq.

Pb2+

org.

(pH 11,5 c/ NH4CN) o cianeto mantém os interferentes em solução


Figura 6 ‐ Cromatograma de Cu2+, Ni

2+, Zn

2+ e Co

2+ (1,0 µg/mL), Pb

2+ (8,0 µg/mL) e Fe

2+

(2,0 µg/mL) em uma coluna IonPac CS2. Condições: eluente, 20 mM oxalato – 20 mM ci‐trato (pH 3,6) e vazão de 1,0 mL/min; reagente pos‐coluna, 0,2 mM PAR em tampão 1 M acetato de amônia (pH 9,0), medido em 520 nm, com vazão de PAR (A) 0,7 e (B) 0,4 mL/min. (Rahmalan et al.,1996).

Espectrometria

Como informado anteriomente, os métodos mais utilizados para determinação de Pb em amostras ambientais são: F‐AAS, GF‐AAS, ICP‐OES, ICP‐MS e FRX. Embora a F‐AAS apresente baixa sensibilidade relativa e limite de detecção muito próximo da concentração máxima aceitável pelos padrões ambientais, é uma técnica monoelementar fácil de operar e de custo relativamente baixo. Por outro lado, a GF‐AAS, ao contrário da F‐AAS, apresenta uma excelente sensibilidade, no caso do Pb é da ordem de partes por trilhão (ppt). Além disso, é facilmente automatizada. Embora, tanto a F‐AAS como GF‐AAS tenham se desenvolvido como técnicas monoelementares, atualmente é possível a utilização de lâmpada de xenônio de alta intensidade (fonte contínua), a qual possibilita a determinação de vários elementos simultaneamente. Algumas características analíticas são listadas e comparadas com o desempenho das técnicas aqui‐discutidas (Tabela 2).


Tabela 2 ‐ Comparação entre algumas técnicas de espectroscópicas

X‐RFS F‐AAS GF‐AAS ICP‐OES ICP‐MS

Número de elementos medidos Capacidade multielementar Análise de sólidos Micro amostras Análise qualitativa Informação isotópica Limite de detecção Faixa dinâmica de trabalho Interferência espectral/ isobá‐rica Interferência química

E E E A E P P A A A

A P P P P P A P E A

A P A E P P E P E A

E E P P E P A E A E

E E P A E E E E A E

Nota: Desempenho: E = excelente; A = aceitável; P = pobre.

A espectrometria de absorção atômica em forno de grafite é uma das técnicas mais empregadas para determinação de Pb em amostras de solos e sedimentos devido a sua alta seletividade e sensibilidade. O uso de modificadores químicos convertem os analitos voláteis em espécies termicamente mais estáveis e removem a matriz antes da atomização/detecção. Na Figura 7 são apresentados o perfil de atomização do Cd e do Pb como resultado de um estudo para avaliar as diferenças em performance de Mo, Ir, Ru, Mo–Ir e Mo–Ru como modificadores. As melhores condições foram obtidas com a mistura Mo‐Ir e Mo‐Ru, evidenciado por uma menor massa característica, maior temperatura de pirólise, menor limite de detecção e vida útil mais longa para o forno.

Figura 7 ‐ Perfil dos picos (A) Cd 2,15 µgL‐1; (B) Pb em solo 47 µgL‐1. Perfil de atomização e do ruído de fundo para plataforma não‐recoberta (‐‐‐‐‐) e recoberta (‒‒····). (Acar, 2005).


Espectrometria com Plasma Indutivamente Acoplado (ICP)

Entre as técnicas baseadas em plasmas como fonte de atomização/ionização da amostra, destacam‐se a espectrometria de emissão ótica com plasma indutivamente acoplado (ICP‐OES) e a espectrometria de massas com plasma indutivamente aco‐plado (ICP‐MS). Em ambas as técnicas, a temperatura efetiva do plasma é duas ou três vezes superior àquela observada na F‐AAS (4000 – 10,000K). O plasma é gerado pela passagem de gás argônio através de um conjunto concêntrico de tubos de quartzo, imerso num intenso campo de radiofrequência (RF). A energia da radiofre‐quência de 27 ou 42 MHz e 2 kW de potencia é acoplada a uma serpentina de indução refrigerada a água, localizada na extremidade do tubo de quartzo. Esta energia é sufi‐ciente para acelerar as partículas ionizadas em muitas colisões, provocando mais io‐nização e emissão de radiação de fundo do argônio.

Comumente a amostra é introduzida no plasma através de um nebulizador. A função do nebulizador é converter a solução da amostra em um fino aerossol. Os nebulizado‐res são frequentemente acoplados a uma câmara de spray, onde grandes gotas, pre‐ferencialmente, são removidas do fluxo de aerossol. Discriminação contra gotas maiores propicia plasmas mais estáveis e uma melhor precisão da medida.

Sinais de emissão atômica no ICP são muito maiores do que aqueles na chama para quase todos os elementos e podem ser obtidos para uma vasta gama de elementos. A alta temperatura e o ambiente inerte de argônio conduzem a uma atomização mais completa e eficiente excitação dos analitos, resultando em sinais mais intensos.

Sob condições típicas de operação, cerca de metade dos elementos da tabela perió‐dica são ionizados com uma eficiência de 90% ou maior. Na ICP‐OES, átomos e íons são excitados para emitir radiação eletromagnética (luz). A luz emitida é resolvida espectralmente com a ajuda de ótica difrativa, e a quantidade de luz emitida (sua in‐tensidade) é medida por um detetor. Na ICP‐OES, os comprimentos de onda são usa‐dos para a identificação dos elementos, enquanto que as intensidades servem para a determinação de suas concentrações (Nolte, 2003).

A Figura 8 mostra o esquema de introdução de amostra de um ICP‐OES.


Figura 8 ‐ Esquema do sistema de introdução de amostra em ICP‐OES.

A técnica de ICP‐OES é tradicionalmente utilizada para a análise de solos e sedimen‐tos. Ela tem sido amplamente empregada em análises ambientais devido a uma série de vantagens que oferece, tais como: análise multielementar simultânea ou sequen‐cial, sensibilidade e precisões altas, rapidez, bem como ampla faixa dinâmica linear (Dalquist et al.,1978). Para a determinação de um elemento é necessário desenvolver um método de análise levando em conta o tipo de matriz, escolher o comprimento de onda (ou linha analítica) adequado e otimizar os parâmetros do método, tais como a potência do gerador de radio frequência, fluxo do gás de nebulização, fluxo do gás do plasma, velocidade da bomba peristáltica e etc.

O primeiro critério para a escolha da linha analítica é ter ideia da faixa de concentra‐ção do analito. Se a análise for de elemento traço, as linhas mais sensíveis devem ser usadas. É recomendável a escolha de mais de uma linha analítica. No caso do chumbo, nosso elemento de interesse, a linha mais recomendada, para vários tipos de amostra como águas, esgotos, amostras ambientais, amostras de origem biológica, amostras geológicas, solos e sedimentos, cerâmicos e lixiviados, é a 220,353 nm. Porém, como alternativa deve‐se testar a linha 283,306 nm e 217,000nm.

Deve‐se levar em conta também que o chumbo é um elemento que possui efeito de memória, portanto, é importante limpar o sistema de introdução de amostra em caso de suspeita de contaminação.


No caso de um ICP‐MS, a faixa linear dinâmica se estende por 8 a 9 ordens de magni‐tude, enquanto a sensibilidade é da ordem de sub‐ngL‐1.

Uma vez atomizados/ionizados no plasma, os íons devem ser selecionados e analisa‐dos. Nos modernos instrumentos, os íons são coletados por um sistema de cones e passam através de lentes iônicas, que seletivamente atraem os íons positivos, além de desviar a luz do eixo do detetor. Antes de entrarem no analisador de massas, os íons passam por uma célula de reação/colisão do tipo hexapolo ou octapolo na presença de um gás, a qual elimina ou reduz as interferências isobáricas provocadas por íons moleculares. Atualmente, cerca de 90% dos instrumentos ICP‐MS usados no mundo são equipados com analisadores de massas do tipo quadrupolo. Embora apresentem baixa resolução, uma unidade de massa atômica (u.m.a), com uma largura de pico de aproximadamente 0,5 u.m.a ao longo de toda a escala de massa, o quadrupolo pode realizar uma varredura completa da escala em 0,1 s.

Infelizmente a técnica ICP‐MS também está sujeita a interferências do tipo não‐espec‐trais, supressão ou aumento do sinal induzido pela matriz, e espectrais, sobreposição dos sinais de íons que apresentam diferenças de massas < 0,5 u.m.a. Felizmente, di‐versos esforços vem sendo realizados para reduzir, eliminar ou corrigir tais efeitos.

Sempre que possível estes efeitos podem ser evitados pela seleção adequada do isó‐topo a ser monitorado, mesmo que com perda de sensibilidade. Também, as interfe‐rências espectrais podem ser minimizadas adotando‐se técnicas adequadas de pre‐paração da amostra e ou separação das espécies. Com acoplamentos do tipo GC‐ICP‐MS ou HPLC‐ICP‐MS, é possível separar as espécies antes que sejam atomiza‐das/ionizadas no plasma. Nos casos relativamente simples, a correção matemática pode ser usada com sucesso. As vezes a simples correção do branco ou a preparação das soluções analíticas na mesma solução do branco, já é suficiente.

Alguns elementos exigem operação do plasma em condições de plasma frio, obtido com baixa potência de radiofrequência, uso de placa metálica para aterramento (shield plate) entre a serpentina de RF e a tocha, para desacoplamento capacitivo de ambos os componentes. Nessas condições, ocorre uma forte diminuição na produção de íons Ar+ e íons do tipo ArX+, permitindo que elementos como K, Ca e Fe sejam ana‐lisados. Infelizmente, nessas condições, os elementos com alto potencial de ionização são prejudicados.

Entre os acoplamentos possíveis com o ICP‐MS, a cromatografia em fase gasosa (GC‐ICP‐MS) oferece um elevado poder de resolução e uma eficiência de introdução de amostra de 100%. Além disso, favorece maior estabilidade ao plasma e quase ne‐nhuma interferência espectral, plasma seco, prolongando a vida útil do cone. O principal campo de aplicação desta técnica é na determinação de compostos organo‐metálicos de Sn, Hg, Se e Pb. Com a finalidade de ilustração, a Figura 9 mostra um cromatograma multielementar para os organometálicos de Hg, Pb, Se e Sn.


Figura 9 ‐ Cromatogramas de compostos voláteis Se, Sn, Hg and Pb por GC‐ICP‐MS (Amouroux et al.,1998).

Espectrometria de fluorescência de raiosX (FRX)

A espectrometria de fluorescência de raios‐X (FRX) é uma poderosa técnica analítica, não destrutiva, que permite análise qualitativa (identificação dos elementos presen‐tes numa amostra) e também quantitativa dos mais variados materiais. A técnica ba‐seia‐se na excitação da amostra a ser analisada por um feixe de raios‐X e a quantifica‐ção da energia emitida por essa amostra após a excitação.

Ao longo dos últimos 25 anos houve um considerável desenvolvimento da técnica de fluorescência no que diz respeito à eficiência e robustez dos equipamentos e softwares de interface, porém a etapa de preparação de amostra ainda precisa ser melhorada para que cada vez mais seja possível se obter resultados acurados e precisos (Revenko, 2011).

Os espectrômetros de FRX são capazes de ler amostras liquidas e sólidas, com ou sem preparação. As duas formas de preparação de sólidos mais utilizadas são fusão e prensagem e os dois tipos de preparação apresentam vantagens e desvantagens fa‐zendo com que a escolha seja específica para cada aplicação. De modo geral, não são de difícil execução se comparados com os procedimentos de abertura ácida requeri‐dos em outras técnicas (Tanja et al., 2009).

O uso de amostras em pó traz efeitos indesejados relacionados a homogeneização e características da matriz do material. Muitas vezes não se consegue chegar a uma granulometria que permita a disponibilidade indistinta de todos os elementos pre‐sentes na amostra, na área útil de análise (Figura 10), isso pode levar a uma falta de

Intensidade (unidades

arbitrárias)

Tempo de retenção, min


precisão do resultado causada por segregação do material no decorrer do processo de prensagem.

Figura 10 ‐ Esquema do efeito de segregação que pode ocorrer durante o processo de prensagem de amostra na forma de pó em FRX.

Outro problema é a indisponibilidade de padrões primários com características de matriz semelhantes as do analito. O efeito matriz contribui para desvios nos resulta‐dos, e para se obter bons resultados a partir de pastilhas prensadas, a curva de cali‐bração deve ser construída a partir de materiais com as mesmas características da‐queles que serão analisados.

Com relação a fusão pode‐se citar como principais desvantagens: a grande diluição da amostra que será analisada, tempo de preparo e custo. A opção por essa técnica de preparação tem a vantagem de eliminar o efeito matriz, possibilitar a preparação de padrões artificiais para utilização na construção das curvas de calibração e minimizar os efeitos relacionados a tamanhos de partículas (Figura 11).

Figura 11 ‐ Diagrama esquemática das etapas do processo de fusão.

Estudos mostram que a espectrometria de fluorescência de raios X é uma eficiente ferramenta na determinação de metais pesados em solos e sedimentos (West et al., 2011). Porém, é importante ressaltar que, assim como a maioria das técnicas analíti‐cas instrumentais, os resultados obtidos a partir da análise por FRX são significati‐

Profundidade de penetração do raio X

Amostra Fundente

Cadinho Pt-Au

FUSÃO (1050 – 12000C)

Pastilha Fundida


vamente dependentes da homogeneidade e representatividade do material a ser analisado. Estudos realizados em solos contaminados por fertilizantes mostram que as características do solo podem mudar significativamente em distâncias relativa‐mente curtas de coleta e isso pode causar incoerência de resultados (El‐Ghawi et al., 1999).

Considerando a amostragem representativa, a etapa de preparação de amostra deve consistir em: moagem, homogeneização, determinação da perda ao fogo do material seguida de prensagem ou fusão.

De modo geral, a linha analítica observada para análise de chumbo é a Pb L, cristal analisador LIF 220 e detector de cintilação. Os tempos de contagem, filtros tensão e corrente devem ser definidos de acordo com o equipamento disponível para análise.

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CCaassooss ppaarraaddiiggmmááttiiccooss ssoobbrree ccoonnttaammiinnaaççããoo pprroovvooccaaddaa ppoorr cchhuummbboo eemm vváárriiaass rreeggiiõõeess ddoo mmuunnddoo CCaarrllaa CCoossttaa11 EElliiaannee AArraauujjoo22 RReennaattaa DDaammiiccoo OOlliivviieerrii33 MMaarriiaa IInnêêss FF.. CC.. AAllmmeeiiddaa RRiibbeeiirroo44 RRaaqquueell LLuucceennaa ddee OOlliivveeiirraa55

Introdução

A busca pelo acesso a recursos naturais tornou‐se uma fonte de vantagem competi‐tiva para empresas, de grande e pequena dimensão, e Estados pelo mundo inteiro. Por outro lado, em muitos países, a capacidade de atração de empresas de porte mundial está associada a um processo rápido de crescimento e desenvolvimento econômico, o que leva a uma concorrência agressiva na definição das políticas que sejam mais apetecíveis para essas empresas. No entanto, essas empresas nem sem‐pre se pautam por práticas social e ambientalmente sustentáveis, deixando passivos difíceis de gerir e atenuar por vários anos.

O mapeamento geográfico da disponibilidade de recursos naturais aponta para uma maior concentração relativa dos mesmos em regiões situadas em países em desen‐volvimento, com maior dificuldade em implementar políticas de salvaguarda para proteção das suas populações do esgotamento dos recursos e dos passivos ambien‐tais e sociais que uma atuação irresponsável por parte de agentes econômicos mais oportunísticos possa gerar.

No entanto, a análise de vários casos paradigmáticos em várias regiões do mundo mostra que os casos de exploração irresponsável de recursos naturais, sem preocu‐pação com os objetivos de desenvolvimento sustentável, existem em todas as partes do mundo, afetando países desenvolvidos e em desenvolvimento, apesar das diferen‐ças em termos de capacidade institucional, e demonstrando que, na ausência de uma verdadeira governança global de apoio à sustentabilidade, a lógica de maximização do lucro das empresas de maior porte continuará a ser predominante nas decisões de localização, no que concerne o acesso a baixo custo a recursos considerados estraté‐gicos.

1 Professora do ISCSP – Instituto Superior de Ciências Sociais e Políticas da UTL ‐ Universidade Técnica de Lisboa ‐ PT

2 Jornalista, M.Sc. em Psicossociologia de Comunidades e Ecologia Social. 3 Jornalista. 4 Mestranda em Serviço Social da PUC‐RJ. 5 Mestranda em Engenharia Urbana na UFRJ‐RJ

CCaassooss ppaarraaddiiggmmááttiiccooss ssoobbrree ccoonnttaammiinnaaççããoo pprroovvooccaaddaa ppoorr cchhuummbboo eemm vváárriiaass rreeggiiõõeess ddoo mmuunnddoo 192

Neste contexto, o presente artigo procura fazer um mapeamento de alguns dos casos mais simbólicos a nível mundial, de contaminação por chumbo, envolvendo econo‐mias de diferentes níveis de desenvolvimento e empresas transnacionais, com inte‐resses espalhados por várias zonas do globo.

O chumbo é o poluente que provoca maior ameaça em escala global. Estima‐se que 10 milhões de pessoas vivam em regiões contaminadas. Insumo chave para fabrica‐ção de baterias de carro (três quartos da produção anual é destinada à indústria au‐tomotiva), o chumbo é liberado no meio ambiente por meio de processos de recicla‐gem informais e pela atividade de mineração. As principais formas de contaminação se dão pela ingestão de alimentos ou água contaminados, e pela inalação de partícu‐las de poeira da substância, que pode se armazenar por até 30 anos no tecido ósseo (AG SOLVE, 2011).

Os casos analisados são ilustrativos dos riscos a que estão sujeitas as populações e a qualidade ambiental local, quando não existem, ou não são cumpridos, os critérios mínimos de proteção ambiental e/ou social, ou, pior, quando a ausência dos mesmos funciona como um vetor de atração na definição de políticas públicas que competem por investimentos considerados estruturantes.

Um dos casos mais famosos e estudados mundialmente, quer pelas suas consequên‐cias, quer pelo rasto de contaminação que deixou, é o caso de Noyelles – Godault, na região de Nord Pas de Calais, no noroeste da França, região rica em recursos como chumbo e zinco, que, durante mais de um século foi dominada pela atividade prospetiva e transformadora de duas grandes empresas metalúrgicas, a Metaleurop e Nyrstar. Durante todo aquele tempo, as duas fábricas deitaram para a atmosfera quantidades consideráveis de elementos metálicos, contaminando solos, ar, água e rios, com chumbo, cádmio e zinco. Do ponto de vista da disponibilidade de recursos, a importância da região era muito considerável, já que albergava 2/3 da produção nacional de e 1/3 da produção de zinco, sendo também o 1º produtor mundial de germânio.

O encerramento da Metaleurop, em 2003, depois de ter sofrido acidentes em 1993 e 1994, e dos reveses provocados pela baixa do preço dos seus produtos nos mercados mundiais deixam um terrível passivo ambiental, de consequências devastadoras para as regiões envolventes. Apesar de todas as medidas e meios financeiros disponibilizados, envolvendo agentes da sociedade civil, municípios, várias universidades francesas de renome, agências nacionais de proteção do ambiente e vultosos fundos comunitários, para resolver o problema.

Em 2009, os níveis de chumbo presentes no sangue de crianças pequenas ainda eram superiores aos admissíveis pela Organização Mundial de Saúde (OMS).

No que respeita a economias em desenvolvimento, o caso do Brasil em Boquira, Santo Amaro‐BA e região do Vale do Ribeira‐SP são abordados separadamente em artigos

CCaarrllaa CCoossttaa,, EElliiaannee AArraauujjoo,, RReennaattaa DDaammiiccoo OOlliivviieerrii ee IInnêêss RRiibbeeiirroo ee RRaaqquueell LLuucceennaa 193

destacados do livro pelo que não terão aqui considerações adicionais, apenas o seu registro.

O caso da mineração no Peru tornou‐se também um exemplo de referência mundial, já que a permissividade da legislação no setor da mineração colocou a sustentabilidade das minas de ouro em causa, levando igualmente a processos de contaminação com chumbo, mercúrio e cádmio. A constatação dos riscos e o desastre de Choropampa, em 2000, que teve origem no derramamento de mercúrio quando um caminhão e despistou, levou as autoridades a conseguirem estabelecer com uma das mais importantes empresas mineradoras, a Newmont, um novo enquadramento institucional, que passa pelo empenho conjunto das instituições locais e da empresa em causa na definição de uma nova carta de responsabilidade social corporativa, em que a empresa em causa assumiu um papel determinante na construção de infraestruturas para o desenvolvimento da região.

Estes dois casos, já devidamente estudados no contexto mundial, levaram‐nos a procurar ocorrências semelhantes, mas ainda pouco exploradas, que apresentamos a seguir.

Na escolha dos casos, que estão situados em diferentes regiões do globo, e afetam regiões pertencentes a países com níveis de desenvolvimento diferenciados, é possível extrair um elemento em comum: a exploração de recursos naturais, indispensáveis ao crescimento econômico, constituirá sempre um fator de concorrência entre os vários países pela atração de empresas mais performantes, nacionais e transnacionais. A única forma de minimizar os riscos decorrentes da própria atividade é definir, mundialmente, formas de governo que obriguem os agentes envolvidos (empresas, autoridades nacionais e locais, organizações não governamentais, sociedade civil no seu conjunto) a definir e implementar redes de responsabilidade social dinâmicas que atuem no sentido de criar uma verdadeira cidadania.

Caso 1: Contaminação por chumbo na cidade australiana de Port Pirie

A Austrália fica localizada entre o Oceano Índico e o Sul do Oceano Pacífico. Segundo as informações do censo de 2012 tem uma população de cerca de 22 milhões de habi‐tantes, que na sua maioria se localiza em áreas urbanas (89%). Como principais ati‐vidades econômicas destacam‐se a agricultura e a indústria. País privilegiado em re‐cursos naturais, possuindo extensas reservas de carvão, ferro, minério, cobre, ouro, gás natural, urânio, chumbo, zinco, prata e fontes de energia renováveis, torna‐se extremamente interessante para o investimento de capital estrangeiro, só em 2011 o investimento estrangeiro no país foi de US$ 549.1 bilhões de dólares. O setor de serviços contribui significativamente para a consolidação de uma economia forte pela exportação de recursos naturais, energia e produtos agrícolas. Extremamente competitiva a nível internacional, foi das poucas economias a crescer depois da grande crise econômica mundial de 2008, crescendo no ano posterior cerca de 1,4%


e 2,7% em 2010, tendo tido a melhor performance dos países membros da OCDE (CIA, 2012). Em 2011 cresceu 1,8% e tem um Produto Interno Bruto per capita de $ 40.800 (CIA, 2011). A percentagem de população desempregada é muito baixa, de 5,0% em 2011.

Uma das cidades mais afetadas pela atividade da mineração é a cidade de Port Pirie, que fica localizada na costa oriental do Golfo Spencer no Sul da Austrália, a cerca de 230 km a norte de Adelaide (capital da Austrália do Sul). Fundada em 1845, constitui‐se como a sexta cidade mais populosa no sul da Austrália contando com uma popula‐ção de 13.206 mil habitantes (censo de 2006), donde 92,7% são australianos residentes e 2,6% são indígenas (WIKIPÉDIA, 2012).

A principal atividade econômica da cidade é a exploração da mina de minério de chumbo e da usina de produção de chumbo metálico, sendo a empresa Nyrstar o principal empregador da região. Desde a sua instalação em 1880, alcançou o estatuto da maior mineradora de chumbo e refinaria do Hemisfério Sul. Criada no ano de 2007 a empresa Nyrstar rapidamente constituiu‐se como uma das principais líderes mundiais na exploração de zinco e chumbo metálicos, bem como de outros metais preciosos. A sua sede encontra‐se localizada em Bruxelas e o corpo executivo na Suíça. Inicialmente, a quando a sua criação, a presente empresa era uma associação entre a ZINIFEX (Empresa Mineira Australiana) e a UNICORE (Empresa Tecnológica de Materiais Belga).

Hoje as atividades da empresa estendem‐se por três continentes: América (Norte/Sul), Europa e Austrália. Na exploração mineira nas Américas as minas locali‐zam‐se no México (Campo Morado); Peru (Contonga, Pucarrajo e Coricancha); Hon‐duras (El Mochito); Chile (El Toqui); Canada (Langlois, Myra Falls) e EUA (Tennessee Mines), na Europa localizam‐se na Finlândia (Talviaara). Como atividade metalúrgica, localiza‐se na Europa na França (Auby); Bélgica (Balen/Overpelt) e na Holanda (Budel), na América nos EUA (Clarksville) e na Austrália em Hobart e Port Pirie. Hoje a empresa emprega 7.000 trabalhadores sendo a sua maior concentração na América, com cerca de 4.368 trabalhadores, seguido da Europa com 1.439 e por fim da Austrá‐lia com cerca de 1.235 trabalhadores (HEIDRICK & STRUGGLES, 2012).

No entanto, as operações realizadas pela empresa têm sido alvo de crescente preocu‐pação por parte das autoridades locais, principalmente no que respeita à saúde pú‐blica, uma vez que, se tem detectado elevadas concentrações de chumbo no sangue dos residentes locais, principalmente em crianças. Além disso, tem sido igualmente preocupante os rejeitos de chumbo que alcançam uma pilha com altitude de 205 me‐tros que podem ser vistos à distância (WIKIPÉDIA, 2012).

Segundo MAYNARD (2003) anualmente a metalúrgica é responsável por produzir cerca de 650.000 toneladas de metais. De acordo com Van Alphen (1999, apud. MAYNARD, 2003) o nível de contaminação por chumbo em espaços abertos ronda os 5000 u.g por metro quadrado/dia, enquanto a contaminação de espaços fechados (habitações) ultrapassa os 100 u.g por metro quadrado ao dia.


Apesar desta contradição, a presente metalurgia desempenha um significativo papel na dinamização econômica da cidade e na região, pois é a ela que habitantes residen‐tes em outras cidades vizinhas confluem para o comércio e procura de emprego. Efetivamente, a mina de Port Pirie tem estado em constante funcionamento por mais de 120 anos, encontrando nesta cidade costeira as condições ideais para o seu funcio‐namento, pois é pelo porto que são também recebidos os concentrados, da minera‐dora de Broken Hill, que após serem transformados em produtos finais são facil‐mente escoados por transportes rodoviários ou ferroviários que servem a cidade (HEIDRICK & STRUGGLES, 2012).

A presente mina encontra‐se estrategicamente interligada com a metalúrgica de Hobart, pois o ciclo de produção de determinados produtos exige que determinados processos tenham lugar como a lixiviação, que ai são realizados. A indústria Flinders, recentemente implementada na região, tinha como projeto a construção de uma fábrica de ácido sulfúrico para apoiar a atividade da mina, contudo este projeto foi arquivado por ter sido considerado inviável.

A mina constitui‐se como a maior metalurgia de chumbo a nível mundial e a terceira maior na produção de prata. O valor competitivo da presente mineração deve‐se à exploração e produção de vários metais constitutivos de uma variedade de produtos, cuja oferta tem crescido, acompanhando o crescimento do mercado asiático, com especial destaque para o mercado chinês (HEIDRICK & STRUGGLES, 2012).

No entanto, várias têm sido as vozes que chamam a atenção para os efeitos prejudi‐ciais para a saúde pública derivada das atividades desenvolvidas pela mineração com especial destaque na cidade de Port Pirie. Vários estudos e relatórios têm demons‐trado que famílias que vivem perto de centros de mineração de chumbo, metalurgias e refinarias são expostas diariamente à contaminação por chumbo, conhecido por ser altamente tóxico, principalmente a nível neurológico (THE CONVERSATION, 2012).

A cidade de Port Pirie tem sido exposta a elevadas emissões de chumbo por cerca de 120 anos. Já em 1925 a Comissão Real da Austrália do Sul, num estudo realizado so‐bre o envenenamento por chumbo, identifica como a principal causa de envenena‐mento, a fina camada de poeira de chumbo. Durante as décadas de 80 e 90 vários go‐vernos têm chamado atenção para o aumento histórico da poeira causada pelo chumbo, que se tem vindo a impregnar tanto nos solos da cidade como nas casas re‐sidenciais.

De acordo com o relatório da qualidade do ar de 2010, elaborado pela Environmental Protection Authority, a cidade de Port Pirie é considerada a região urbana mais con‐taminada por chumbo na Austrália (THE CONVERSATION, 2012). Segundo o referido relatório a cidade é regularmente sujeita a elevadas concentrações de chumbo no ar, contaminando toda a cidade, impregnando‐se nos solos e superfícies externas e in‐ternas. Só em 2011 foram lançados no ar cerca de 44.000 toneladas de chumbo.


Ainda no ano de 1976 a Commonwealth Scientific and Industrial Research Organization (CSIRO) chama a atenção para a contaminação de solos, cereais e vege‐tais em áreas agrícolas perto da cidade de Port Pirie, contaminadas por chumbo. Em 1981 a mesma organização confirma os impactos negativos das emissões de chumbo na qualidade do meio ambiente.

Por fim, em 2004 o jornal Crikey noticia que os cereais produzidos em Port Pirie fo‐ram misturados com outros cereais devido as elevadas concentrações de cádmio e chumbo que ultrapassavam os limites estabelecidos a nível internacional, colocando em causa a sua comercialização (THE CONVERSATION, 2012).

O impacto da contaminação de chumbo na saúde humana pode ser examinado e mo‐nitorizado pela sua concentração no sangue das crianças. Estudos realizados em 2011 demonstram que 25% das crianças com idades inferiores a 5 anos, apresentam índices elevados de concentração de chumbo no sangue, ou seja, cerca de 10ug/dL. Mesmo que crianças recém‐nascidas tenham baixos níveis de concentração de chumbo no sangue (menos de 5ug/dL) essa concentração tem tendência a aumentar passados 2 a 3 meses, o que demonstra que as crianças não escapam à contaminação pelo chumbo, tendo efeitos negativos no seu desenvolvimento saudável. As conse‐quências mais visíveis e retratadas na literatura, associam a contaminação de chumbo nas crianças ao baixo desenvolvimento do QI associado a um fraco desem‐penho escolar e a manifestação de problemas sócio comportamentais, como défices de atenção e hiperatividade. Estes efeitos não ficam limitados ao período da infância, pois as suas consequências estendem‐se na adolescência e na idade adulta. Segundo, informações oficiais a concentração de chumbo no sangue das crianças na cidade de Port Pirie é duas vezes maior do que os valores encontrados em outras cidades Aus‐tralianas, como as cidades de Broken Hill e Mount Isa (THE CONVERSATION, 2012).

No ano de 1983, o pediatra Dr. Phillip Landrigan, depois de ter identificado a origem da contaminação atmosférica e dos solos pelo chumbo, junto com o Ministério da Saúde elaborou um plano de ação. Este plano pretendia diminuir as concentrações de chumbo, durante um período de 10 anos, para níveis inferiores a 10up/dL em crian‐ças até aos 4 anos de idade. Apesar da grande quantia de dinheiro gasta, o plano não tinha atingido os seus objetivos no ano de 2010.

Como forma de solucionar o problema da contaminação, procurou‐se educar os resi‐dentes locais para determinados hábitos que deveriam desenvolver para evitar a contaminação como o de lavar regularmente as mãos, superfícies e comida, bem como evitar transportar poeira para dentro de casa. Estas medidas de prevenção re‐velaram‐se pouco eficazes para evitar a contaminação (THE CONVERSATION, 2012).

Podemos dizer que passados 30 anos, ainda não se viu uma resposta decisiva por parte das autoridades para a eliminação e prevenção da exposição e contaminação por chumbo. Para quebrar o ciclo de contaminação, seria necessário algumas mudan‐ças do contexto atual principalmente no que respeita à transparência da informação e soluções propostas. Algumas dessas soluções passam pelo fechamento da metalur‐


gia ou pela adoção de tecnologias mais limpas e por isso menos poluentes e no trata‐mento da poeira já existente em solos e habitações.

As causas e consequências, bem como possíveis soluções para a diminuição da con‐taminação por chumbo é de conhecimento dos profissionais que trabalham na indús‐tria como dos governos locais. A grande questão que se coloca é a de saber se o go‐verno local será mais assertivo na resposta dada ao problema ou se a população local terá mais uma vez de se sujeitar à contaminação, colocando em risco a sua saúde, por medo de perder os seus empregos que representa a sua única forma de sustento (THE CONVERSATION, 2012).

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Caso 2: Mesmo com uso estritamente regulamentado, chumbo ainda causa contaminações nos Estados Unidos da América

Sendo a maior economia do mundo, responsável por mais de 20% do PIB mundial, os Estados Unidos da América possuem também a terceira maior reserva de chumbo do planeta (o mundo totaliza 80.000 t), sendo no ano de 1010 também o terceiro maior produtor mundial do metal (406.000 t), atrás de China (1.750.000 t) e da Austrália (620.000 t), seguido por Peru com 280.000t, México com 185.000 t e outros países (853.000 t), como o Kasaquistão, Canadá e Marrocos, para uma produção mundial de metal primário de 3.860 milhões de toneladas6.

No mesmo ano, o consumo do metal dos EUA para a indústria de baterias ácidas, que responde por 88% da demanda, foi de cerca de 1,2 milhão de toneladas. Já os eletroeletrônicos, munições, compostos químicos e outros usos, corresponderam a 12% (SILVA; TEIXEIRA, 2012).

O governo norte‐americano vem regulamentando o uso do chumbo, devido a seus efeitos adversos à saúde e ao meio ambiente. No entanto, ainda são vários os casos de contaminação no país. As crianças estão entre os mais vulneráveis, devido a razões neurológicas, metabólicas e comportamentais, como o fato de tenderem a colocar objetos, como brinquedos, na boca (BROWN; MARGOLIS, 2012).

De acordo com o Centro de Controle e Prevenção de Doenças dos EUA, a presença de chumbo no sangue de crianças pequenas, se superior a 10 micrograma por decilitro (g/dl), é preocupante (FREUDENRICH, 2012a), podendo causar deficiências de aprendizagem, distúrbios de déficit de atenção, problemas comportamentais, atraso no crescimento, deficiência auditiva e problemas renais (BROWN; MARGOLIS, 2012). Entretanto, estudos já comprovaram efeitos fortes e duradouros em crianças, cujo sangue continha apenas 2mg/l de chumbo, o que reforça a necessidade de se elimina‐rem ou controlarem fontes de exposição ao metal em ambientes frequentados por elas (LEVIN et al., 2008).

Já para adultos, a média normal para chumbo no sangue, de acordo com a Enciclopédia MedlinePlus, é inferior a 20 g/dl (MEDLINEPLUS, 2012), e a exposição ao metal pode causar câncer, neuropatia periférica, disfunção do nervo motor, insuficiência renal, hipertensão, dentre outros problemas de saúde (BROWN; MARGOLIS, 2012).

Segundo levantamento da agência de proteção ambiental dos Estados Unidos (EPA ‐ US Environmental Protection Agency), durante o século 20, a maior parte das emis‐sões de chumbo era proveniente de fontes veiculares, como carros a gasolina con‐tendo chumbo (FREUDENRICH, 2012a; LEVIN et al., 2008). Como o metal não se de‐

6 Já a produção secundária, obtida principalmente pela reciclagem de baterias automotivas, atingiu 5.000.000t de metal, 56% da produção mundial de chumbo refinado.


compõe nem é destruído pelo calor, minúsculas partículas de emissões veiculares contaminam o solo ao longo das estradas (FREUDENRICH, 2012a).

Com a proibição do uso de combustíveis aditivados com chumbo no país, a partir de 1996, a principal fonte de exposição ao metal passou a ser outra (FREUDENRICH, 2012a). Em uma análise realizada, em 2001, a EPA detectou que emissões industriais respondiam por 78% da contaminação do ar por chumbo; os combustíveis, por 10%, e o setor de transportes, por 12% (U.S. EPA, 2007d apud LEVIN et al., 2008). Em 2004, quatro plantas de tratamento de resíduos estavam entre as 20 fontes que mais lançavam chumbo no meio ambiente, de acordo com o Toxics Release Inventory (TRI) da EPA (U.S. EPA, 2007d apud LEVIN et al., 2008).

Após um período de declínio, que perdurou por mais de 25 anos, os níveis de chumbo no ar voltaram a subir no país entre 2004 e 2006. As maiores concentrações são en‐contradas nas proximidades de fundições e fabricantes de baterias, constituindo as únicas violações às leis nacionais voltadas à presença do metal no ar (U.S. EPA, 2007a apud LEVIN et al., 2008). Estudos mostram que crianças que moram perto de áreas de mineração e fundições correm risco de ter elevados níveis de chumbo no sangue (MAISONET et al., 1997; MURGUEYTIO et al., 1996; SWARUP et al., 2005 apud LEVIN et al., 2008), mesmo até 20 anos depois do fechamento das unidades fabris (DIAZ‐BARRIGA et al., 1997 apud LEVIN et al., 2008).

No entanto, os dados nacionais de emissões de chumbo no ar não retratam com pre‐cisão as emissões locais, tampouco os riscos às populações envolvidas. Nem todas as fontes de emissão de chumbo estão listadas no TRI da EPA. Incineradoras municipais e reparadoras de autopeças são exemplos disto e podem contribuir para a contami‐nação de seus entornos (LEVIN et al., 2008). Além disso, demolições de construções antigas contribuem para emissões locais de chumbo e podem aumentar o nível do metal no sangue de crianças (FARFEL et al., 2003; RABITO et al., 2007 apud LEVIN et al., 2008).

No que diz respeito à contaminação do solo, oito décadas de combustão de gasolina com chumbo, emissões industriais e resquícios de tinta à base do metal, dentre ou‐tros fatores, deixaram um grande passivo ambiental, especialmente nos bairros mais pobres (LEVIN et al., 2008). Devido ao tráfego intenso e ao número elevado de habi‐tações, o solo nas áreas urbanas do país pode ter uma média de 800 a 1.200 g/dl de chumbo (DUGGAN; INSKIP 1985; LANPHEAR 1998a apud LEVIN et al., 2008).

Pesquisas históricas sobre atividades comerciais podem identificar fontes atuais de exposição (ECKEL et al. 2001 apud LEVIN et al., 2008). Um estudo no estado de Washington, por exemplo (WOLZ et al. 2003 apud LEVIN et al., 2008), mostrou que moradias próximas a locais onde compostos de chumbo eram usados como pesticida, entre 1905 e 1947, apresentam contaminação significativa do solo e da poeira in‐terna (LEVIN et al., 2008).


Cabe mencionar que o chumbo é o elemento químico mais frequentemente liberado em locais de destinação de resíduos não controlados. A Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR) identificou contaminação pelo metal em 59% das áreas atualmente monitoradas (ATSDR 2005, apud LEVIN et al., 2008).

Outras fontes potenciais de contaminação por chumbo foram encontradas na poeira, em alimentos ‐ em especial o chocolate ‐ no leite materno, doces importados do México, água potável, suplementos dietéticos, vidros e louças, cerâmicas, e numa vasta gama de outros produtos (LEVIN et al., 2008), como batons (THE WASHINGTON POST, 2012).

Em 2007, a Campanha por Cosméticos Seguros ‐ grupo formado por consumidores que pressiona o governo norteamericano a estabelecer limites para o nível de chumbo encontrado nos batons, testou 33 batons vermelhos e descobriu que dois terços deles continham chumbo, sendo que, em um terço, o nível excedia o limite es‐tabelecido para a presença de metais em doces pela Food and Drug Administration (FDA), a agência de vigilância sanitária dos EUA (THE WASHINGTON POST, 2012).

Desde então, a FDA realizou dois testes. Em 2008, suas análises envolveram 20 ba‐tons, e, em 2011, 400. Foram encontrados níveis de chumbo em todos os produtos testados. Nas análises de 2012, cinco batons da L'Oreal e da Maybelline, subsidiárias da L'Oreal norte americana, ficaram entre os 10 mais contaminados. Dois batons da Cover Girl e dois da NARS também estão nesta lista, bem como um produto da Stargazer (THE WASHINGTON POST, 2012).

O nível mais alto de chumbo ‐ 7,19 partes por milhão – foi encontrado no batom Pink Petal, da série Color Sensational, da Maybelline. Mas a concentração média de chumbo nos 400 batons testados foi de 1,11 partes por milhão, algo bem próximo da média obtida nas análises de 2008 (THE WASHINGTON POST, 2012).

De acordo com a FDA, os níveis de chumbo detectados não representam riscos à saú‐de. "Do ponto de vista científico, não é válido comparar o risco que a presença de chumbo nos doces, um produto destinado à ingestão, representa para o consumidor, ao risco associado a níveis de chumbo nos batons, um produto destinado ao uso tó‐pico que é eventualmente ingerido em quantidades muito inferiores do que os do‐ces", afirmou a FDA em comentários publicados na internet (THE WASHINGTON POST, 2012).

Já a Campanha por Cosméticos Seguros argumenta que a FDA não tem base científica para fazer tal afirmação. De acordo com seus integrantes, o nível de chumbo encon‐trado no Pink Petal, da Maybelline, corresponde a mais do que o dobro dos níveis en‐contrados no relatório anterior da FDA e a mais de 275 vezes o nível encontrado na marca menos contaminada dentre as testadas recentemente. A marca menos conta‐minada, Wet & Wild Mega Mixers Lip Balm, era também a mais barata, "demons‐trando que o preço do produto não é um fator indicativo da adoção de práticas ade‐quadas na sua manufatura" (THE WASHINGTON POST, 2012).


Integrantes da campanha citaram pesquisas federais que haviam concluído que não existe nível seguro de exposição ao chumbo para crianças, e ressaltaram a necessi‐dade de se protegerem crianças e mulheres grávidas da exposição ao metal. “O chumbo se acumula no corpo com o tempo, e a aplicação frequente e diária de batons que contenham chumbo pode representar a exposição a níveis significativos da subs‐tância", disse Mark Mitchell, co‐presidente da Força Tarefa de Saúde Ambiental da Associação Nacional de Medicina (THE WASHINGTON POST, 2012).

Em se tratando de crianças, cabe mencionar que a Academia Americana de Pediatria geralmente recomenda que sejam examinadas duas vezes, para o chumbo, antes dos 2 anos de idade, dependendo das condições locais (NEW YORK TIMES, 2011).

Na década de 1970, ganhou bastante repercussão o envenenamento infantil por chumbo devido à exposição a tintas de parede à base do metal (FREUDENRICH, 2012b). Quando a tinta se descasca, fragmentos que se destacam das paredes consti‐tuem uma grande fonte de contaminação, juntamente com a água que percorre canos de chumbo (FREUDENRICH, 2012a). Em 1978, o uso de chumbo em tintas de parede foi proibido e, atualmente, a maioria dos serviços de água públicos do país está em conformidade com o Safe Drinking Water Act Lead and Copper Rule (LCR), de 1991. Como resultado, os níveis de metal no sangue de crianças diminuíram, em média, de cerca de 16,0 g/dl para menos de 2,0 g/dl (BROWN; MARGOLIS, 2012).

Mesmo assim, anualmente, milhares de crianças do país ainda são contaminadas com chumbo dentro das suas próprias casas, devido à tinta contendo o metal. De acordo com o National Center for Environmental Health, em 2005, cerca de 50 mil crianças – 1,6% das crianças testadas –apresentaram testes positivos para o chumbo, sendo que por volta de 1998 esse número superava 100 mil (BIANCO, 2012).

Hoje, o Departamento Americano de Desenvolvimento Urbano estima que existam, nos Estados Unidos, cerca de 38 milhões de casas que ainda contêm tinta com chumbo. O perigo de contaminação é maior se a tinta estiver em processo de deterio‐ração, pois contamina a poeira e o solo ao redor da casa onde as crianças brincam (BIANCO, 2012).

A contaminação por chumbo nas casas podem atrapalhar o mercado imobiliário. Se uma casa é diagnosticada como “contendo chumbo”, o seu preço cai imediatamente em dezenas de milhares de dólares, pois o custo do saneamento é muito caro. O risco do diagnóstico é muito alto, podendo espantar investidores do mercado imobiliário (BIANCO, 2012).

Diante da situação, legisladores americanos optaram por uma saída política, transfe‐rindo a responsabilidade para o possível comprador da casa. Dependendo da idade da casa, o comprador tem o direito de exigir um teste de contaminação por chumbo na propriedade que deseja comprar. Se houver contaminação, o resultado tem que ser, por lei, comunicado à prefeitura da cidade, e a propriedade permanecerá mar‐


cada até que seja saneada. Nesse caso, a lei proíbe que crianças de até 6 anos residam na propriedade (BIANCO, 2012).

O dono da casa (vendedor) tem o direito de recusar o teste, esperando um outro comprador que não o solicite, mesmo que a casa tenha sido construída antes de 1978 e o comprador tenha crianças pequenas. Se o teste não for solicitado, o governo não intercede, e a operação de compra e venda ocorre normalmente. Uma eventual con‐taminação das crianças só será detectada pelo pediatra ou em testes de rotina reali‐zados nas escolas da comunidade, às vezes tarde demais para evitar seus efeitos (BIANCO, 2012).

Algumas tragédias recentes revelam que o problema de contaminação por chumbo ainda persiste nos Estados Unidos. Para citar exemplos, em 2004, uma criança foi hospitalizada no Oregon, após ingestão de um colar contendo chumbo, o que gerou um recall voluntário de 150 milhões de peças de joias para crianças (CDC, 2004b apud LEVIN et al., 2008). Em Minnesota, dois anos depois, uma criança de quatro anos morreu de envenenamento por chumbo depois de engolir um “brinde”, com teor de chumbo de 99%, que ganhara na compra de um par de sapatos (CDC, 2006 apud LEVIN et al., 2008).

Os produtos importados também constituem fontes de exposição ao chumbo no país. Para se ter uma ideia, em 2007, agências reguladoras e empresas norteamericanas instituíram inúmeros recalls para produtos defeituosos, perigosos ou tóxicos ‐ como pastas de dentes, jóias para crianças, brinquedos, ferramentas, comidas para cães, babadores, pneus e baterias para computador. Todos estes produtos haviam sido fa‐bricados na China ‐ país que, nos últimos anos, tem figurado cada vez mais no noti‐ciário internacional devido a casos de envenenamento em massa (REUTERS, 2011) ‐ e continham tinta à base de chumbo, produto já proibido nos Estados Unidos (SILVERMAN, 2012).

Em 2011, o Dr. Gerald F. O’Malley, médico do setor de emergência do Jefferson Medical College, na Filadélfia, e um grupo de pesquisadores analisaram diversas ce‐râmicas vendidas na Chinatown local e descobriram contaminação por chumbo em utensílios de cozinha e mesa. Mais de um quarto das amostras teve resultado posi‐tivo, podendo causar danos à saúde (THE NEW YORK TIMES, 2011). A equipe de O’Mailley realizou testes laboratoriais adicionais em 25 peças para confirmar as des‐cobertas, estabelecer o grau de contaminação e determinar se o chumbo poderia so‐frer lixiviação (reação com os sucos ácidos do estômago) ao ser ingerido com os ali‐mentos. Descobriu que três pratos e duas colheres sofriam lixiviação de chumbo em quantidades que excediam em muito os limites estabelecidos pela FDA. Um dos pra‐tos tinha chumbo lixiviado em mais de 145 partes por milhão, enquanto o limite es‐tabelecido pela agência americana é de 2 partes por milhão (THE NEW YORK TIMES, 2011).


Tais acontecimentos estão fazendo com que membros de agências federais cons‐truam um cenário mais completo dos riscos potenciais de exposição ao chumbo nos EUA (EPA, 2006a apud LEVIN et al., 2008).

Enquanto isso, alguns casos de contaminação pelo metal continuam a ser noticiados. Em 2012, as autoridades de saúde dos Estados Unidos anunciaram a descoberta de riscos de contaminação por chumbo em mulheres grávidas que tomaram medica‐mentos ayuvérdicos. De acordo com o CDC, no ano anterior, funcionários de saúde pública da cidade de Nova York já haviam investigado seis casos de pacientes, cinco dos quais tinham nascido na Índia, com alto risco de contaminação por chumbo por terem ingerido compostos ayuvérdicos (FRANCE PRESS, 2012).

Bibliografia Caso 2

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Caso 3: Contaminação por chumbo na China afeta habitantes, produtos industrializados, alimentos e meio ambiente

A China tem figurado cada vez mais no noticiário internacional devido a casos de en‐venenamento em massa, principalmente de moradores que vivem próximo a fábricas (REUTERS, 2011). Um dos problemas do país é o fraco zoneamento urbano, o que faz com que existam áreas residenciais ao lado de unidades fabris. Em algumas cidades mais ricas, como Xangai, os moradores estão cada vez mais ansiosos para transferir as unidades industriais poluentes para outras localidades (AREDDY, 2012).

Somado aos problemas de zoneamento, há questões econômicas que contribuem para a disseminação da poluição. Como muitas das plantas industriais competem en‐tre si para produzir mais barato, e a regulamentação ambiental do país é deficiente, multiplicam‐se os casos de pessoas contaminadas por metais pesados, como chumbo, e problemas de saúde (REUTERS, 2011).

Além das pessoas, alimentos e produtos fabricados no país também estão sendo en‐venenados. Um exemplo é o arroz, item básico do cardápio chinês, que está contami‐nado por metais pesados, especialmente cádmio, chumbo e mercúrio. Uma análise feita pela Secretaria da Agricultura, em 2002, em todo arroz disponível no país, de‐tectou que os níveis de chumbo ultrapassavam 28,4%, enquanto o de cádmio era su‐perior a 10,3%.


A principal fonte de contaminação seria a mineração, que libera excesso de metais pesados no meio ambiente (THE EPOCH TIMES, 2012).

Tendo em vista o risco que a contaminação dos solos por chumbo representa à saúde de seres humanos, animais e do meio ambiente, diversos estudos têm sido feitos para tentar diminuir a biodisponibilidade do metal. Um deles utilizou amostras de solo proveniente de uma área residencial na cidade de Fuyang, na província de Anhui, contaminada por uma indústria de fundição. Os resultados apontam que em solos moderadamente contaminados por chumbo devem‐se usar adubos com altos teores de fósforo para produção de hortaliças, e que o hidroxiapatite seria um dos materiais mais eficazes para recuperação de solos contaminados pelo metal (ZHU; CHEN; YANG, 2004).

Com relação à contaminação de produtos fabricados na China, um dos casos mais exemplares ocorreu em 2007, quando brinquedos exportados para os Estados Unidos foram retirados das prateleiras pelas autoridades americanas por utilizarem tinta à base de chumbo. Esse tipo de tinta é barato e produz cores vivas, além de ter durabi‐lidade e ser resistente à corrosão. Porém, tem efeito tóxico e, por isso, foi proibida nos Estados Unidos, em 1962, para uso em brinquedos e produtos para crianças, e também em apartamentos, casas, hospitais e outros tipos de construção (SILVERMAN, 2012).

Entre o início de 2009 e meados de 2011, foram descobertos milhares de casos de pessoas expostas a níveis tóxicos de chumbo em pelo menos nove das 31 províncias da China continental. A principal fonte das emissões foram fábricas de baterias e fun‐dições e, em muitos casos, houve manifestações da população local contra o envene‐namento por metais pesados (LA FRANIERE, 2011).

Em 2009, as autoridades chinesas fecharam uma fundição na província de Shaanxi, no norte do país, onde mais de 600 crianças foram envenenadas por chumbo (BBC BRASIL, 2009a). Manifestantes invadiram a fábrica, quebraram caminhões e derru‐baram cercas antes que a polícia os detivesse (QING, 2012). Poucos dias depois, a fundição Wanyan ‐ a maior da China e a segunda maior do mundo, segundo dados oficiais ‐, situada na cidade de Jiyuan, província de Hunan, também foi fechada por ter contaminado 1.300 crianças. Revoltados, moradores bloquearam uma estrada de acesso à fábrica e entraram em confronto com a polícia. Na ocasião, dois executivos da empresa foram presos (BBC BRASIL, 2009a; BBC BRASIL, 2009b).

Tem sido comum os moradores de Hunan apresentarem doenças decorrentes da po‐luição por metais pesados, oriundos indústrias de mineração, químicas e empresas de reciclagem de metal (GREENPEACE, 2012). Diante desses casos e da revolta po‐pular, o governo chinês anunciou a remoção de 15 mil pessoas da área contaminada com chumbo na cidade de Jiyuan. Na região, estão localizadas várias fundições que têm um peso significativo na economia local. Cerca de dez mil dos 670 mil moradores de Jiyuan trabalham diretamente para alguma das 35 fundições de chumbo da cidade, e outras 20 mil pessoas dependem indiretamente do negócio (BBC BRASIL, 2009b).


Em 2011, houve nova invasão a uma fábrica. Dessa vez, cerca de 200 pessoas ocupa‐ram a Indústria Zhejiang Haijiu, fabricante de baterias de chumbo para motos e bici‐cletas elétricas, e destruíram armários, escrivaninhas e computadores. Eles se revol‐taram depois de saber que trabalhadores e vizinhos haviam sido envenenados por emissões de chumbo da fábrica, e que, apesar de flagrantes violações ambientais, operava há seis anos. Foi constatado que 233 adultos e 99 crianças tinham concen‐trações de chumbo no sangue até sete vezes acima do nível considerado seguro (LA FRANIERE, 2011).

Em agosto de 2011, o governo chinês anunciou o fechamento de 583 fábricas de reci‐clagem de baterias, devido a diversos casos de envenenamento por chumbo. Porém, não reconheceu os abusos ocorridos, como a recusa no tratamento de crianças envenenadas. Foi devido ao assédio de pais que buscavam reparação legal que a organização de defesa dos direitos humanos Human Rights Watch descobriu casos de envenamento por chumbo nas províncias de Henan, Yunnan, Shaanxi e Hunan (HRW, 2012).

Alguns pais relataram que muitos médicos prescreviam apenas a ingestão de leite, maças ou alho às crianças contaminadas. Já os funcionários do governo minimizavam os perigos do envenenamento pelo metal pesado (PÚBLICO, 2011). Algumas autori‐dades limitaram arbitrariamente os testes de nível de chumbo e, possivelmente, ma‐nipularam resultados desses testes, negando tratamento apropriado a crianças e adultos (LA FRANIERE, 2011). Aqueles que tentavam falar sobre o assunto eram si‐lenciados (PÚBLICO, 2011).

Em muitos casos, os problemas de envenenamento são ocultados da opinião pública não só pelas autoridades locais, como pelo governo central (PÚBLICO, 2011). Têm sido comum no país as autoridades desconsiderarem a contaminação ambiental, a segurança do trabalha‐dor e os riscos à saúde pública até serem obrigadas a assumir uma posição por força de manifestações revoltosas da população (LA FRANIERE, 2011).

As principais vítimas das contaminações têm sido as crianças, que são mais sensíveis ao metal. O relatório de 2011 da Human Rights Watch aponta que milhões de crianças chinesas são envenenadas por chumbo todos os anos (PÚBLICO, 2011). Estima‐se que cerca de 10% da população infantil chinesa sofrem intoxicação devido ao chumbo encontrado na tinta, na comida, na água e em outros lugares (PRESS INTERPRETER apud SILVERMAN, 2012). O chumbo pode impedir a aprendizagem e afetar o comportamento infantil (QING, 2012).

Segundo informações da agência estatal chinesa Xinhua, em 2011, 103 crianças e centenas de adultos foram contaminadas pelo metal oriundo de fábricas de papel alumínio, situadas no leste do país. Exames feitos na ocasião em habitantes com me‐nos de 14 anos do município de Yangxunqiao, província de Zhejiang, indicaram a pre‐sença de 250 microgramas ou mais de chumbo por litro de sangue (REUTERS, 2011). De acordo com a Enciclopédia MedlinePlus, dos Estados Unidos, a média normal para chumbo no sangue é inferior a 20 microgramas por decilitro (mg/dl) em adultos, e menos de 10 mg/dl em crianças (MEDLINEPLUS, 2012).


Segundo autoridades de saúde de Yangxunqiao, 26 adultos possuíam mais de 600 microgramas do metal por litro de sangue, o que significa envenenamento grave, e 500 outros foram diagnosticados como moderadamente envenenados por apresenta‐rem de 400 a 600 microgramas de chumbo por litro de sangue. A maior parte dos trabalhadores das plantas de papel alumínio são migrantes de regiões mais pobres (REUTERS, 2011).

A situação levou à suspensão da produção em 25 fábricas de Yangxunqiao. Preocu‐pado com uma revolta popular, o Ministério do Meio Ambiente chinês solicitou me‐didas urgentes para combater a intoxicação por chumbo, mas enfrentou problemas pelo fato de as autoridades locais colocarem “faturamento, crescimento e empregos à frente da proteção ambiental e da saúde pública” (REUTERS, 2011).

Em fevereiro de 2012, investigações preliminares, feitas em amostras de sangue de 531 moradores de Dongtang, cidade localizada num cinturão de minério de chumbo e zinco, apontaram elevados níveis de chumbo no sangue de crianças, provavelmente devido à inalação do ar e à ingestão de alimentos contaminados pelas indústrias (QING, 2012).

No mesmo ano, um site oficial do governo chinês divulgou que 29 crianças de uma área da cidade de Xangai chamada Kangqiao haviam sido contaminadas com chumbo devido a emissões de uma fábrica de baterias da Johnson Controls Inc. (JCI). A alega‐ção do governo era de que a fábrica estava usando mais chumbo em sua produção do que o permitido (AREDDY, 2012).

Representantes da empresa americana baseada em Milwaukee, Wisconsin (EUA), ne‐garam que a planta fosse a fonte primária de envenenamento e, apesar de admitirem o uso de chumbo além da cota local, afirmaram que as emissões estavam abaixo dos níveis locais e nacionais. Alegaram ainda que, nos últimos anos, as autoridades locais estavam dando prioridade aos níveis de emissões e não à cota de uso do metal (KHAN, 2012; AREDDY, 2012).

Apesar de apenas o caso da JCI ter chegado à imprensa, várias outras plantas indus‐triais têm sido fechadas por provocarem contaminação por chumbo. Na área de Kangqiao, duas pequenas empresas foram fechadas pelo mesmo problema e, segundo uma fonte governamental, compartilham a responsabilidade pela contaminação com a JCI. As autoridades de Xangai têm sinalizado que não irão permitir o processamento de chumbo na província (KHAN, 2012; AREDDY, 2012).

A ONG ambiental Greenpeace alertou que a China deve tomar medidas mais efetivas para combater a poluição por metais pesados, especialmente o chumbo. De acordo com a organização, as intoxicações recentes são apenas a ponta do iceberg das graves contaminações por metais pesados (KHAN, 2012).

Devido à grande pressão popular, em 2011, o governo chinês publicou, pela primeira vez, um documento com informações relativas à poluição causada por empresas (KHAN, 2012). Em janeiro de 2012, depois de muito clamor público, o governo pas‐


sou a divulgar dados sobre a qualidade do ar em Pequim. As autoridades reconhe‐ceram que 49 crianças que vivem na área apresentam sinais de excessiva exposição ao chumbo (AREDDY, 2012).

Bibliografia Caso 3

AREDDY, James T. Shanghai Halts Johnson Controls Lead Processing. The Wall Street Journal, 28 fev. 2012. Disponível em: <http://online.wsj.com/article/SB100014 24052970204653604577248640436283030.html>. Acesso em: 02 nov. 2012.

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Caso 4: União Europeia, as diretivas comunitárias e o caso particular de Portugal

Na UE optou‐se por proibir ou limitar o uso de chumbo em diversas situações: entre outros na gasolina, nas tintas, nos alimentos, nos brinquedos, na água potável e nos equipamentos eletrônicos, existindo uma tendência ao seu total banimento para todo e qualquer bem de consumo.

A UE adota duas diretivas que abordam os problemas suscitados pelos resíduos de equipamentos elétricos e eletrônicos e uma terceira referente à proibição de adição de chumbo à gasolina e combustíveis.

A diretiva relativa aos resíduos de equipamentos elétricos e eletrônicos (Diretiva REEE), que entrou em vigor em fevereiro de 2003, visa prevenir a produção e pro‐mover a reutilização, a reciclagem e outras formas de valorização desses resíduos, a fim de reduzir a quantidade a eliminar por depósito em aterro ou incineração. Impõe, pois, a recolha, a valorização e a reutilização/reciclagem dos REEE. Onde se justifi‐que, deve ser dada prioridade à reutilização do aparelho na sua totalidade.

E a diretiva relativa à restrição do uso de determinadas substâncias perigosas em equipamentos elétricos e electrônicos (Diretiva RSP), que entrou em vigor em julho de 2006, procura que, quando existam alternativas, o chumbo, o mercúrio, o cádmio, o cromo hexavalente, os bifenilos polibromados (PBB) e os éteres difenílicos poli‐bromados (PBDE) do equipamento elétrico e eletrônico sejam substituídos, a fim de facilitar uma valorização correta e prevenir problemas durante a fase de gestão dos resíduos. Há ainda mais legislação comunitária incidente nos CFC, PCB e PVC.)


Quanto à primeira, dados de base sobre resíduos de equipamentos elétricos e eletrônicos (REEE), indicam a produção de 21 kg por habitante e por ano – no total, cerca de 9 milhões de toneladas por ano (4% do fluxo de resíduos urbanos). A dire‐tiva assegura a criação de sistemas de recolha e garante que os produtores de equi‐pamento elétrico e eletrônico assegurem o financiamento da recolha, tratamento, valorização e eliminação em boas condições ambientais.

Quanto à segunda, a UE conta com dispositivos normativos bastante restritivos no que diz respeito à proibição em equipamentos elétricos e eletrônicos de certos me‐tais pesados (mercúrio, chumbo, cádmio e cromo) e substâncias halogenadas (CFC, PCB, PVC e retardadores de chama bromados), substâncias ambientalmente proble‐máticas que estes componentes contêm incluem‐se mercúrio, cádmio, cromo hexa‐valente, dentre outros elementos, em seus equipamentos eletrônicos. A lei, de julho de 2011, foi criada para reforçar a segurança desses produtos, é mais extensiva, abrangendo todo equipamento eletrônico, cabos e peças sobresselentes. Agora, serão somados ao controle de segurança, produtos eletrônicos como: termostatos, dispositivos médicos e painéis de controle. O objetivo é prevenir a liberação de chumbo e outras substâncias no meio ambiente (PANASONIC, 2011).

Abrangem um amplíssimo espectro de produtos, incluindo aparelhos eletrodomésti‐cos pequenos e grandes, equipamento de TI e telecomunicações, equipamentos de iluminação e bens de consumo como rádios, televisores, câmaras de vídeo ou siste‐mas de alta fidelidade. Tais produtos comportam muitos e variados materiais e com‐ponentes, alguns dos quais perigosos – razão pela qual os resíduos de equipamentos elétricos e eletrônicos, se não forem adequadamente tratados, podem causar graves problemas ambientais durante a fase de gestão, nomeadamente depósito em aterro e incineração.

No que concerne as normas de utilização de combustíveis, a UE, desde de 1998, proi‐biu o uso de gasolina com chumbo em todos os seus Estados‐Membros, a partir da implementação da Diretiva 98/70/CE. Essa Diretiva especifica a qualidade da gaso‐lina e do combustível para motores diesel que podem ser utilizados na Comunidade. Assim, desde janeiro de 2000, os estados‐membros foram obrigados a garantir que toda gasolina sem chumbo e todo o gasóleo (combustível para motores diesel), ven‐didos nos seus territórios respeitassem os níveis máximos de enxofre estipulados pela diretiva.

Em certos países, como Portugal, o chumbo desempenha um papel importante nas atividades de caça, como munição, e ainda na pesca como chumbada. Contudo, em anos recentes sua utilização na caça está sendo proibida, para cumprir o Acordo so‐bre a Conservação de Aves Aquáticas Migratórias Afro‐Eurasianas (Agreement on the Conservation of African‐Eurasian Migratory Waterbirds ‐ AEWA), do qual fazem parte 117 países; da Europa, parte da Ásia, África, Oriente Médio e Canadá. Este acordo internacional obriga a interditar o uso do chumbo principalmente nas zonas


úmidas de cada território, em cartuchos carregados com granalha para a caça de aves aquáticas, sobretudo em regiões úmidas.

O saturnismo ‐ processo que consiste no envenenamento pelo chumbo ‐ no caso dos patos e outras aves aquáticas ocorre, quando as aves ingerem grãos de chumbo resul‐tante dos tiros dos caçadores.

Estas aves ingerem areia e pequenas pedras para facilitar a digestão mecânica dos alimentos na moela, ingerindo conjuntamente os grãos de chumbo que existem es‐palhados no meio ambiente, provocando, estima‐se, mais de dois milhões de mortes anualmente no mundo, só de patos bravos (JUCAS. 2006).

Os dispositivos para caça, recomendados e disponíveis para compra, atualmente, são aqueles com granalha de metais alternativos, como o bismuto, e o aço. Não há estatís‐ticas das quantidades disponibilizadas de chumbo para o meio ambiente, mas o país vizinho, a Espanha estima em 6 mil toneladas por ano. Quanto à pesca, as chumbadas que são usadas para dar peso às iscas de pesca, não têm ainda regulamentação restri‐tiva em Portugal, podendo ser livremente comercializadas, ao contrário de vastas re‐giões dos EUA e Canadá onde foram suprimidas (JUCAS. 2006).

Com relação à utilização de combustíveis como aditivos de chumbo, a comercializa‐ção da gasolina com chumbo foi proibida desde 2000, embora Portugal tenha tido uma prazo maior, até 2005, para se adaptar a nova realidade. Anualmente, eram jo‐gados no meio ambiente 300 toneladas por ano de partículas de chumbo (Planetaa‐zul, 2012).

Com relação aos aparelhos elétricos e eletrônicos, Portugal cumpre a diretiva mais recente da União Européia, de 2011, que reforça a segurança desses equipamentos. (UNL, 1999)

O que ainda se constitui um grave problema ambiental em Portugal são as minas abandonadas. Apesar de muitas delas já terem cessado suas atividades há alguns anos, continuam representando uma ameaça à saúde pública. Existem mais de 100 complexos mineradores abandonados, sendo a região do Alentejo é a mais problemá‐tica devido à Faixa Piritosa Ibérica (FPI), onde os minérios explorados, sobretudo os sulfetos, são muito instáveis, dando origem a águas muito ácidas e liberando subs‐tâncias tóxicas como: o chumbo, arsênio, mercúrio, cádmio, dentre outros.

Aí se localiza a mina de Caveira, em Grândola. Sua atividade foi muito intensa nos sé‐culos I até IV. Contudo, foi nos anos 1950, que atingiu o seu auge com a utilização in‐tensiva da pirita como matéria‐prima para a produção de ácido sulfúrico e fertilizan‐tes fosfatados, bem como os resíduos resultantes do processo de beneficiamento como matéria‐prima para mineral de ferro, cobre, zinco e chumbo. O foco dos pro‐blemas ambientais, como da maioria das minas portuguesas abandonadas, está loca‐lizado na pilha de resíduos sólidos deixada pela exploração, onde a água da chuva provoca a formação de uma fonte de drenagem ácida. Estudos feitos na região da


mina apontam uma alta concentração de substâncias prejudiciais à saúde, como: o cobre, o zinco, o chumbo, ferro e manganês (SIMÕES, 2012).

As minas da Cunha Baixa, implantadas no Distrito de Viseu, Região Norte, no conse‐lho de Mangualde, são outro exemplo desse problema ambiental. Sua atividade já cessou há alguns anos, mas a extração de urânio feita no local gera distúrbios ambi‐entais até hoje. O urânio e outros metais pesados contaminaram a jusante da mina, uma vasta área onde se desenvolve a atividade agrícola, terrenos cultivados pela po‐pulação ao longo de uma linha d'agua que vai desde a mina até o rio Castelo, afluente do rio Mondego. A água proveniente da estação de tratamento da mina e de nascen‐tes, com origem nas pilhas de rejeitos, foi utilizada para rega dos solos com finalidade agrícola, provocando assim sua contaminação e, consequentemente dos vegetais e legumes aí cultivados que são vendidos em outros centros urbanos. (SIMÕES, 2012; PSSSTI!, 2011).

A UE também destina recursos do seu orçamento para requalificação ambiental de áreas afetadas pela atividade mineira, obrigando que os antigos espaços mineiros te‐nham que ficar em condições semelhantes aos que eram antes da instalação da mina, mas muito pouco foi feito ainda em Portugal para minimizar esse problema.

Bibliografia Caso 4

ABREU, I. Ambiente e Saúde. Naturlink. 2012. Disponível em: http://naturlink.sapo.pt /Natureza‐e‐ambiente/Interessante/content/Ambiente‐e‐Saude?viewall=true&print =true

UNL. O chumbo em Portugal. Universidade Nova de Lisboa. Disponível em: http://campus.fct.unl.pt/afr/ipa_9899/grupo0003_ordenamento/chumboportugal.htm, 1999.

http://www.planetazul.pt/edicoes1/planetazul/desenvArtigo.aspx?a=19527&c=4008&r=37

JUCAS, I. A. G. M. Consequência do uso de chumbo na pesca. Câmara dos Deputados. Biblioteca Digital. 2006

PESCA E CAÇA. Cartuchos de chumbo serão proibidos a partir da próxima época venatória 2010/2011. 2012. Disponível em: http://pescaecaca.com/cartuchos‐de‐chumbo‐serao‐proibidos‐a‐partir‐da‐proxima‐epoca‐venatoria‐20102011

PSSST!. Minas abandonadas: um problema sério. 2011. Disponível em: http:// quimica paratodosuevora.blogspot.com.br/2011/01/minas‐abandonadas‐um‐problema‐serio. html

Planetazul, O Portal de Ambiente e Sustentabilidade. Intoxicação por metais pesados. Saúde e Ambiente, Beleza, saúde e bem‐estar, Vida & Lazer. Planetazul. 2011. Disponível em:


PANASONIC. Televisores livres de chumbo. 2012. Disponível em: http://www. panasonic.pt/html/pt_PT/Tecnologia/Meio+Ambiente/Televisores+livres+de+chumbo/5209759/index.html

SIMÕES. S. A caveira que envenena o ecossistema. DN Portugal. 19 fev. 2012. Disponível em: http://www.dn.pt/inicio/portugal/interior.aspx?content_id=231 3721

Sites:

www.ecoa.org.br

http://europa.eu

http://pagina.fenca.pt

http://bd.camara.gov.br

Caso 5: A mineração ilegal de ouro na Nigéria

A Nigéria conta com grandes jazidas minerais de ouro, cobre, ferro e manganês, o que levou o governo do país africano a inaugurar uma usina de processamento mineral no estado de Zamfara, no norte do país, e a buscar investimentos para a região (YAHAYA, 2010).

Mas essa riqueza mineral associada à pobreza da população propicia a mineração ile‐gal, com uso de técnicas rudimentares e emprego de produtos químicos, o que tem causado envenenamento da população por metais pesados (ECO DESENVOLVIMENTO, 2010).

Os moradores dos vilarejos costumam buscar ouro em jazidas onde se encontram também minerais contendo chumbo, cobre e mercúrio. Muitas vezes, o garimpo é a principal fonte de renda da população, que obtém maiores ganhos com a atividade do que com a agricultura. Enquanto um grama de ouro é vendido a 3.500 nairas (US$ 26), 50 kg de milho rendem 6.000 nairas (US$ 45) (ECO DESENVOLVIMENTO, 2010).

Essa mineração ilegal de ouro foi a responsável pela pior intoxicação por chumbo já registrada no mundo (O GLOBO, 2010). Entre março e outubro de 2010, 400 crianças com idade inferior a cinco anos morreram no estado nigeriano de Zamfara devido ao envenenamento por chumbo (REUTERS, 2010), e estima‐se que haja 18 milhões de pessoas contaminadas (ECO DESENVOLVIMENTO, 2010). As aldeias afetadas estão localizadas árida região do Sahel, na franja sul do Sahara, onde muitas pessoas tra‐balham como garimpeiros e agricultores de subsistência (REUTERS, 2010).

O envenenamento foi descoberto pela agência humanitária Médicos Sem Fronteiras (MSF), no início de 2010, quando desenvolvia seu programa de imunização anual. Os profissionais de saúde perceberam que a maioria das crianças da região estava mor‐rendo e que em alguns vilarejos elas quase haviam desaparecido. Os moradores sus‐peitavam de malária, mas exames de sangue indicaram contaminação por produtos químicos (ECO DESENVOLVIMENTO, 2010; BBC BRASIL, 2010). De acordo com o


MSF, 90% dos menores de 5 anos apresentavam intoxicação por chumbo, e mais de 100 crianças tinham níveis de metal 10 vezes superior ao aceitável (HOEN, 2010).

Foi identificada, entre as pessoas que estiveram em torno da área onde há escavações de ouro, uma grande incidência de dores abdominais, vômitos, náuseas e eventual‐mente convulsões (YAHAYA, 2010). Há registros também de altas taxas de infertili‐dade e abortos, segundo dados da MSF (ECO DESENVOLVIMENTO, 2010).

As escavações de minérios são proibidas por lei na Nigéria, porém muito moradores ignoram e persistem na atividade, que libera quantidades letais de chumbo presente no solo. Acredita‐se que o material tóxico acabou por contaminar rios e locais onde as crianças brincavam (BBC BRASIL, 2010).

Para piorar o quadro, muitos garimpeiros levavam o produto do garimpo para os vi‐larejos para processamento adicional, manual ou mecânico, o que envolve trituração e secagem. O trabalho é feito, geralmente, dentro de barracas onde vivem as famílias, por crianças e mulheres (ECO DESENVOLVIMENTO, 2010; MSF, 2012a).

Mesmo quando não manipulam diretamente o metal, os habitantes dos vilarejos aca‐bam contaminados pela poeira trazida pelos trabalhadores no corpo, nas roupas e nos equipamentos de trabalho (O GLOBO, 2010; ECO DESENVOLVIMENTO, 2010; YAHAYA, 2010).

O nível de contaminação atingiu níveis elevadíssimos. Numa das casas, análises de‐monstraram que havia chumbo numa proporção de 11 mil partes por milhão, quando o nível seguro é de 400 partes por milhão, segundo a Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (O GLOBO, 2010).

Investigações realizadas pelo Centro de Controle de Doenças (CDC), Ministério da Saúde, OMS e MSF estimam que toda a população de sete vilas contaminadas possa estar sendo afetada. São aproximadamente 10 mil pessoas, dentre as quais 2 mil cri‐anças com menos de cinco anos (MSF, 2012).

As crianças são as principais vítimas, pois, além de mais vulneráveis, costumam brin‐car no chão de barro, onde a poeira contaminada com chumbo se torna praticamente invisível (O GLOBO, 2010; ECO DESENVOLVIMENTO, 2010; YAHAYA, 2010). As mu‐lheres grávidas ou que estão amamentando também podem transmitir a contamina‐ção por meio da placenta ou da amamentação (REUTERS, 2010).

A pedido do governo da Nigéria, entidades internacionais como a Organização Mun‐dial da Saúde (OMS), o Centro de Prevenção e Controle de Doenças dos Estados Uni‐dos e o Instituto Blacksmith, de Nova York (YAHAYA, 2010) ‐ uma organização inter‐nacional sem fins lucrativos que investiga riscos ambientais e organiza a limpeza de áreas contaminadas por chumbo (O GLOBO, 2010) ‐ têm atuado na região (YAHAYA, 2010).

Uma missão da Organização das Nações Unidas (ONU) também constatou contamina‐ção por elevados níveis de chumbo na água que abastece quatro de cinco aldeias visi‐


tadas: Abare, Bagega, Dareta, Kersa e Sunke. As concentrações de mercúrio no ar es‐tavam igualmente elevadas (REUTERS, 2010). De acordo com levantamento feito pela ONU, em 2011, os níveis de mercúrio no ar eram quase 500 vezes superiores ao li‐mite aceitável, e na água potável, cerca de dez vezes acima do recomendado (PANDORA, 2012).

O envenenamento por chumbo aconteceu no momento em que o preço internacional do ouro superou US$ 1.300 por onça, devido à crise econômica global (O GLOBO, 2010), o que estimulou a mineração e, consequentemente, a exposição dos garimpei‐ros ao chumbo (PANDORA, 2012). Para tentar controlar o problema, tem sido criados mutirões para remover a camada superficial do solo contaminado e substituí‐la por terra limpa (O GLOBO, 2010; BBC BRASIL, 2010).

A organização internacional Human Rights Watch (HRW) destaca que o governo deve implementar, ao menos, três mudanças essenciais: práticas mais seguras de minera‐ção; limpeza das áreas contaminadas; e tratamento de crianças em risco de envene‐namento por chumbo (PANDORA, 2012).

De acordo com a entidade, se as casas dos moradores dos vilarejos afetados não fo‐rem limpas e se os garimpeiros não passarem a usar técnicas mais seguras, que mi‐nimizem a exposição ao chumbo, o tratamento não será eficaz e as crianças vão con‐tinuar expostas (ECO DESENVOLVIMENTO, 2010).

Representantes da MSF destacam que a perda dos meios de subsistência das famílias afetadas também deve ser considerada pelas autoridades, para que as pessoas não continuem “a arriscar a saúde de suas famílias a fim de ganhar a vida” (MSF, 2012a). Em janeiro de 2011, um relatório da MSF alertava que algumas aldeias já desconta‐minadas apresentavam novamente vestígios de chumbo e mercúrio porque os mora‐dores retomaram a exploração das minas sem tomar as devidas precauções (AGÊNCIA BRASIL, 2012).

Depois de representantes do governo terem minimizado os episódios de contamina‐ção por chumbo (BBC BRASIL, 2010), o presidente nigeriano, Goodluck Jonathan, aceitou liberar 650 milhões de nairas, aproximadamente 4 milhões de dólares, para tratamento do meio ambiente e promoção de práticas mais seguras de mineração em Zamfara (PANDORA, 2012), mas, até 2012, a verba ainda não havia sido liberada (MSF, 2012b).

Em 2012, o envenenamento na Nigéria voltou às manchetes dos veículos de comuni‐cação, depois que a MSF promoveu uma conferência internacional visando encontrar soluções para a questão da contaminação no país. Delegados que participaram do evento, dentre eles os ministros do Zamfara, o chefe de estado dos Emirados de Anka, representantes do governo nigeriano, funcionários de organizações humanitárias nacionais e internacionais, cientistas, e especialistas em saúde, meio ambiente e mi‐neração, se mostraram desapontados pela ausência dos tomadores de decisão da Nigéria – ministros de Minas, Meio Ambiente e Saúde – e pelo fato de que não foi


anunciada nenhuma ação concreta por parte do governo federal para enfrentar o problema (MSF, 2012b).

A MSF alertou que pelo menos 1,5 mil crianças contaminadas por chumbo na aldeia de Bajega estão sem tratamento médico desde 2010, o que pode provocar lesões ce‐rebrais graves e até mesmo a morte. Os moradores também continuam à espera da descontaminação de sua aldeia (AGÊNCIA BRASIL, 2012; MSF, 2012b).

O coordenador de emergência da MSF, o australiano Lauren Cooney, advertiu sobre a necessidade de um programa coordenado de educação em saúde visando promover mudanças de comportamento entre a população local para evitar novas recontami‐nações (MCLAUGHLIN, 2010).

Estudos anteriores a 2010 parecem indicar que essa era uma tragédia anunciada. Um estudo feito em 2009 já apontava que, ao contrário dos países ocidentais, que pro‐gressivamente têm registrado queda no nível de chumbo no sangue da população, na Nigéria esses níveis têm sido mantido altos, não só entre os trabalhadores expostos, como entre a população não diretamente exposta. Segundo o estudo, as autoridades de saúde nigerianas e os pesquisadores não têm encontrado uma solução para o pro‐blema, apesar de sua relevância para a saúde pública (ORISAKWE, 2009).

Um outro estudo, publicado em 2012, analisou a concentração de chumbo na água de poços do estado nigeriano de Benue. Foram coletadas água de 26 poços de comuni‐dades rurais, nos meses de outubro e fevereiro, representando as estações secas e úmidas. Os resultados mostraram que a concentração de chumbo aparece em nível além do recomendável pela OMS na estação chuvosa. A possível causa seria o au‐mento do uso de fertilizantes químicos nas fazendas nesse período, o que acabaria contaminando as águas subterrâneas (OCHERI; OGWUCHE, 2012).

Bibliografia Caso 5

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AGÊNCIA BRASIL. Na Nigéria, crianças contaminadas por chumbo estão sem tratamento médico. In: Jornal do Commercio, Recife, 11 maio 2012. Disponível em: <http://jconline.ne10.uol.com.br/canal/mundo/internacional/noticia/2012/05/11/na‐nigeria‐criancas‐contaminadas‐por‐chumbo‐estao‐sem‐tratamento‐medico‐41780.php>. Acesso em: 03 nov. 2012.

BBC Brasil. Centenas podem morrer envenenados por chumbo na Nigéria, diz especialista, 07 jun. 2010. Disponível em: <http://www.bbc.co.uk/portuguese/ noticias/2010/06/100607_chumbo_envenenamento_nigeria_mv.shtml>. Acesso em: 03 nov. 2012.


ECODESENVOLVIMENTO. Desastres ambientais com chumbo assolam Hungria e Nigéria, 06 OUT. 2010. Disponível em: <http://www.ecodesenvolvimento. org/noticias/desastres‐ambientais‐com‐chumbo‐assolam‐hungria‐e>. Acesso em: 03 nov. 2012.

MCLAUGHLIN, Nicholas. Nigeria: Education Crucial to Prevent More Lead Poisoning. The Epoch Times, 21 jun. 2010. Disponível em: <http://www. theepochtimes.com/ n2/world/nigeria‐education‐crucial‐to‐prevent‐more‐lead‐poisoning37714.html>. Acesso em: 03 nov. 2012.

MSF, Médicos sem Fronteiras. Nigéria: intoxicação por chumbo coloca crianças em risco de vida. Disponível em: <http://www.msf.org.br/noticias.aspx?n=1171>. Acesso em: 03 nov. 2012.

MSF, Médicos sem Fronteiras. Contaminação por chumbo na Nigéria: é hora de agir, 11 maio 2012b. Disponível em:<http://www.msf.org.br/noticias/1467/ contaminacao‐por‐chumbo‐na‐nigeria‐e‐hora‐de‐agir/>. Acesso em: 03 nov. 2012.

O GLOBO. Corrida por ouro provoca intoxicação por chumbo na Nigéria. Rio de Janeiro, 30 nov. 2010. Disponível em:<http://oglobo.globo.com/mundo/corrida‐por‐ouro‐provoca‐intoxicacao‐por‐chumbo‐na‐nigeria‐2917619>. Acesso em: 03 nov. 2012.

ORISAKWE,OE. Environmental pollution and blood lead levels in Nigeria: who is unexposed? Int J Occup Environ Health. Jul‐Set. 2009;15(3):315‐7. Disponível em:<http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/19650587>. Acesso em: 03 nov. 2012.

OCHERI, Maxwell; OGWUCHE, Jonathan. Lead in rural groundwater of Benue state, Nigeria. Department of Geography, Benue State University, Makurdi, Nigeria, 07 maio 2012. Disponível em: <http://www.google.com.br/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&frm= 1&source=web&cd=12&ved=0CCwQFjABOAo&url=http%3A%2F%2Fwww.wudpeckerresearchjournals.org%2FJESWR%2FPdf%2F2012%2FJune%2FOcheri%2520and%2520Ogwuche.pdf&ei=WLGVUOTMEITq9ATOmYGgAQ&usg=AFQjCNHu6HjaIO4rWpoId3Hg5aqAXKl1Kg&sig2=kLvXuoGZyOBuJ4q4JHzwIQ/>. Acesso em: 03 nov. 2012.

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Caso 6: A comunidade Roma do Kosovo (ExIugoslávia)

A contaminação por chumbo em campos para refugiados, onde há mais de uma dé‐cada vivem inúmeros Roma [comumente chamados de ciganos] desalojados de seu território de origem (OSCE, 2009; HUMAN RIGHTS WATCH, 2009), é um grave pro‐blema em Kosovo, país com 10.887 km², localizado nos Bálcãs, sudeste da Europa (SANTANNA, 2012). A despeito de várias iniciativas voltadas à garantia dos direitos humanos da comunidade cigana, nenhuma solução duradoura foi satisfatoriamente alcançada (OSCE, 2009; HUMAN RIGHTS WATCH, 2009).

O Kosovo era uma província da Sérvia até 2008, quando declarou sua independência, após o conflito de 1998‐1999 entre a guerrilha separatista kosovar e as forças de Belgrado, capital sérvia (FRANCE PRESS, 2012). O Kosovo é um dos países mais po‐bres da Europa. Apesar de possuir grandes reservas de chumbo, alumínio, níquel, zinco, cromo, magnésio, entre outros minerais, não dispõe de infraestrutura e de in‐vestimentos suficientes para sua exploração (INFOPÉDIA, 2012), o que foi agravado pelo conflito de 1999 contra os sérvios. Desde então, o país vive da ajuda internacio‐nal, que somou US$ 11 bilhões entre 1999 e 2007 (SANTANNA, 2012).

Devido à alta taxa de desemprego, muitos kosovares, que viviam em sua maioria em zonas rurais, buscaram na emigração uma maneira de melhorar seu nível de vida (INFOPÉDIA, 2012). Vários países europeus, no entanto, vêm, desde o início da dé‐cada de 2000, deportando‐os para Kosovo, num ato de discriminação étnica. Até 2009, em toda a Europa, cerca de 8 mil albano‐kosovares foram enviados de volta seu país de origem (DW‐WORLD, 2009).

Ao retornarem ao Kosovo, os deportados ficavam sob responsabilidade do Ministério do Trabalho e da Ação Social. No caso dos ciganos, o governo não tinha moradias ou empregos a lhes oferecer, portanto eram encaminhados aos já lotados campos de de‐sabrigados de Mitrovica (DW‐WORLD, 2009).

Esta cidade cresceu em torno das atividades da Trepca, importante complexo mí‐nero‐industrial de Kosovo, composto por mais de 40 minas, fundições e fábricas sub‐sidiárias espalhadas por todo o país. Em Mitrovica, ficavam a mina principal do com‐plexo ‐ Stan Tërg/Stari trg ‐ e várias plantas de processamento, que respondiam, nas décadas de 1970‐1980, por 70% da produção mineral da antiga Iugoslávia (STUART, 2002). [Hoje, devido às constantes tensões entre sérvios e albaneses, ao conflito de 1999 e às dificuldades do pósguerra, a empresa está à beira do colapso].


No entanto, de acordo com estudos, as atividades minerárias do complexo de Trepca em Mitrovica aumentaram consideravelmente os níveis de poluição ambiental na ci‐dade e seu entorno. Do final dos anos 1970 até a década de 1990, a Divisão de Epi‐demiologia e Saúde Pública da Universidade de Columbia realizou diversos estudos sobre o nível de contaminação da população residente nas proximidades da fundição. De acordo com as pesquisas, os habitantes de Mitrovica apresentavam níveis eleva‐dos de chumbo no sangue em virtude das emissões causadas pelas atividades mine‐rárias (OSCE, 2009).

Segundo especialistas, a situação nutricional e as condições de higiene dos ciganos dos campos de Mitrovica, associadas às peculiaridades de suas etnias, deixaram‐nos mais vulneráveis à contaminação por chumbo (OSCE, 2009). Dorit Nitzan, represen‐tante da Organização Mundial de Saúde (OMS), em Belgrado, ressalta que o envene‐namento por chumbo na região da Mitrovica é bastante grave, e a contaminação nos campos é pior, devido às precárias condições de vida dos ciganos (VIEGAS, 2009), e à grande proximidade com as antigas minas do complexo de Trepca e sua escória con‐taminada (OSCE, 2009).

Em 2000, a fundição da Trepca em Mitrovica foi fechada pela Missão das Nações Uni‐das (Unmik, do inglês) em Kosovo, com o objetivo de reduzir os riscos à saúde causa‐dos pelo empreedimento. Entretanto, o chumbo não se decompõe e permanece nas camadas superiores do solo, continuando também a contaminar o ar, expondo os ha‐bitantes de Mitrovica e áreas próximas (OSCE, 2009).

De acordo com avaliações realizadas pela Organização Mundial de Saúde (OMS) e pelos Centros de Controle e Prevenção de Doenças (CDC) dos Estados Unidos, entre 2004 e 2007, a comunidade de ciganos permanecia como a mais afetada pelo metal (OSCE, 2009).

Diante da situação, o escritório do Alto Comissariado da ONU para Refugiados (UNHCR, do inglês) limitou‐se a distribuir alimentos aos ciganos e providenciou seu alojamento nos campos Cesmin Lug and Zitkovac, ao norte de Mitrovica (HUMAN RIGHTS WATCH, 2009). Os campos eram para ser um local temporário até que as ca‐sas fossem reconstruídas em Roma Mahalla, mas há ciganos que já estão lá há mais de 10 anos (HUMAN RIGHTS WATCH, 2009).

Outros ciganos ocuparam espontaneamente quartéis abandonados em Kablare, pró‐ximo a Cesmin Lug, e Leposavic, cidade a 45 km de Mitrovica. Com exceção de Leposavic, todos os campos estão na vizinhança do complexo minerário da Trepca, sendo que Cesmin Lug e Kablare localizam‐se exatamente ao lado do local onde estão depositadas as pilhas de escória contaminada com chumbo (HUMAN RIGHTS WATCH, 2009).

A partir de 2004, a Organização para Segurança e Cooperação na Europa (OSCE, do inglês), entidade que luta pelos direitos humanos de minorias étnicas, presente em Kosovo desde 1999, vem monitorando a situação dos ciganos nos campos de


Mitrovica. Em conjunto com instituições locais e organizações internacionais, a OSCE luta para que os direitos dos ciganos sejam garantidos (OSCE, 2009).

No decorrer dos anos, várias testagens foram realizadas no sangue de moradores dos campos de refugiados, inclusive de crianças, mais vulneráveis à contaminação por chumbo por razões neurológicas, metabólicas e comportamentais, como o fato de tenderem a colocar objetos na boca (BROWN; MARGOLIS, 2012).

Numa destas testagens, realizada em outubro de 2008 nos campos de Leposavic, Cesmin Lug e Osterode, das 53 crianças que tiveram o sangue recolhido, 21 apresen‐taram níveis de chumbo elevados no sangue, com mais de 65 µg/dL, requerendo in‐tervenção médica imediata. O aceitável é até 10 µg/dL (HUMAN RIGHTS WATCH, 2009).

Ainda em 2005, uma força tarefa, envolvendo várias organizações, dentre elas a OSCE, conseguiu que fossem realizadas algumas medidas paliativas nos campos para amenizar a situação dos ciganos, incluindo a distribuição de comida e de material de higiene. Em 2006, os campos de Zitkovak e Kablare foram fechados, e seus morado‐res, removidos para Osterode (HUMAN RIGHTS WATC).

Bibliografia Caso 6

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A bibliografia listada a seguir é resultado de uma intensa busca, realizada por várias pessoas, de publicações sobre a contaminação, principalmente, de chumbo e cádmio em Santo Amaro e Boquira (BA) e na região do Vale do Rio Ribeira do Iguape (SP e PR), locais reconhecidamente contaminados pelas atividades de mineração e meta‐lurgia do chumbo. Ao longo deste processo diferentes assuntos relacionados com es‐tes metais foram sendo incorporados à lista. As referências foram divididas em gran‐des temas: Sítios contaminados; O elemento e seus usos; O ambiente físico; Influên‐cias no meio ambiente e saúde humana; Avaliação de risco e valores orientadores e Remediação.

Sítios contaminados

Santo Amaro3

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: dissertações (12), teses (3), artigos científicos (26), resumo executivo (1), monografias (2), capítulos de livro (2), resumos de congresso (11), relatórios (20), documentos eletrônicos (6), laudo (1), protocolo (2), vídeos (8) e notícias (21).

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1 Mestrado em Ecologia pela UNICAMP ‐ Universidade Estadual de Campinas. 2 Bacharelado em Biblioteconomia pela UNIRIO ‐ Universidade Federal do Estado do Rio de

Janeiro. 3 Todo material referenciado está disponível no Google Drive. Para acessar utilize o e‐mail

[email protected], com a senha: stamaro2425bahia.

Qualquer adição, erro ou omissão nesta lista, entrar em contato com Natalia de Souza pelo e‐mail:[email protected].

As referências marcadas com asterisco(*) estão disponíveis na Biblioteca Padre José Gomes Loureiro. Localizada em Santo Amaro‐Bahia, na rua Conselheiro Paranhos,64. Funcionamento de segunda a sexta, das 9 às 12h/13h às 17h30.

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Notícias

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CONTAMINAÇÃO: crianças da cidade de Santo Amaro‐BA têm altas concentrações de chumbo nos dentes. EcoDebate, 04 abr. 2011. Disponível em:<http://www. ecodebate.com.br/2011/04/04/contaminacao‐criancas‐da‐cidade‐de‐santo‐amaro‐ba‐tem‐altas‐concentracoes‐de‐chumbo‐nos‐dentes>. Acesso em: 02 mai. 2012.


CONTAMINAÇÃO de chumbo em Santo Amaro será debatida no Senado. JusBrasil, 14 mai. 2011. Disponível em: <http://bahia‐ja.jusbrasil.com.br/politica/6970655/ contaminacao‐de‐chumbo‐em‐santo‐amaro‐sera‐debatida‐no‐senado>. Acesso em: 13 out. 2011.

CONTAMINAÇÃO de Santo Amaro: muito estudo, pouca ação. Agência Senado, mai. 2011. Disponível em: < http://www12.senado.gov.br/noticias/materias/2011 /05 /26/contaminacao‐de‐santo‐amaro‐muito‐estudo‐pouca‐acao>. Acesso em: 24 set. 2011.

CHUMBO voltará a ser explorado. Disponível em: http://liderancadoptbahia.com/ novo/noticias. php?id_noticia=8033>.Acesso em: 14 set. 2012.

DEPUTADO compara situação de Santo Amaro à de Chernobyl. Disponível em: < http://www.senadorpaim.com.br/verImprensa.php?id=1800>. Acesso em: 13 set. 2009.

DILMA diz que vai resolver desastre ambiental. Disponível em: <http://www. senadorpaim.com.br/verImprensa.php?id=1795>. Acesso em: 01 jun. 2011.

DILMA determina medidas contra contaminação no Recôncavo Baiano. Agência Senado, 27 mai. 2011. Disponível em:<http://www12.senado.gov.br/noticias /jornal/edicoes/2011/05/27/dilma‐determina‐medidas‐contra‐contaminacao‐no‐reconcavo‐baiano>. Acesso em: 02 out. 2012.

DILMA receberá dossiê sobre danos causados por chumbo em Santo Amaro. Agência Senado, 27 mai. 2011. Disponível em:<http://www12.senado.gov.br/noticias /jornal/edicoes/2011/05/27/dilma‐determina‐medidas‐contra‐contaminacao‐no‐reconcavo‐baiano>. Acesso em: 02 out. 2012.

A ESCÓRIA de Santo Amaro: a sopa da morte. Disponível em: <http://sopade chumbo.blogspot.com/2007/12/populao‐da‐cidade‐de‐santo‐amaro‐da.html>. Acesso em: 09 fev. 2012.

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GOVERNO promete intervir em caso de contaminação por chumbo em Santo Amaro da Purificação – BA. EcoDebate, 1 jun. 2011. Disponível em: <http://www.ecodebate

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O JORNAL da Tarde: Bahia: Boquira: expropriação / Santo Amaro da Purificação: contaminação. 06 out. 2011. Disponível em: <http://humntula.blogspot.com/ 2010/04/8‐o‐jornal‐da‐tarde‐bahia‐expropriacao_22.html>. Acesso em: 22 dez. 2011.

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A PEDIDO de senadores, Dilma determina solução para desastre ambiental em Santo Amaro. Disponível em: < http://www.senadorpaim.com.br/verImprensa.php?id= 1806>. Acesso em: 13 set. 2012.

POPULAÇÃO exposta a metais pesados em Santo Amaro ganha protocolo para atenção a saúde. Brasilus, 28 abr. 2010. Disponível em: <http://www.brasilsus.

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THOMAZ, P. Santo Amaro da Purificação: “a herança maldita na terra de Caetano e Bethânia”. Carta Capital. São Paulo, 13 jul. 2011. Disponível em: <http://www.cartacapital.com.br/carta‐verde/a‐heranca‐maldita‐da‐terra‐de‐caetano‐e‐bethania>. Acesso em: 27 jul. 2011.

Vídeos

Senado

http://www.senado.gov.br/noticias/tv/programaListaPadrao.asp?COD_VIDEO=84142

Cidade de chumbo

http://www.youtube.com/watch?v=K1bfKaHZxtY&feature=related

Cidades históricas do Recôncavo Baiano (Santo Amaro da Purificação e Cachoeira)

http://www.youtube.com/watch?v=Not0LrbH6yA


Chumbados http://youtu.be/AW2Nd437sTA

Notícia do Fantástico

http://www.youtube.com/watch?v=rV6jRxhUus

Rádio da Câmera Informativo MOPSAM (Movimento Popular de Saúde Ambiental Santo Amaro – BA)

http://www.youtube.com/watch?v=yDZz73p_IUU&feature=player_embedded

Globo Vídeos: enchente do Rio Subaé

http://video.globo.com/Videos/Player/Noticias/0,,GIM16849397823cidade+de+santo+amaro+da+purificacao+esta+em+estado+de+emergencia+por+causa+das+chuvas,00.html

Contaminação: "Santo Amaro não pode esperar mais", afirma Pinheiro

http://www.youtube.com/watch?v=apURNXYxggU

Boquira

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: dissertação(1), documento eletrônico(5) e notícias(5)

BOLLAND investe US$ 10 milhões em reserva baiana. Disponível em:http:// www.signuseditora.com.br/bm/default.asp?COD=2882&busca=&numero=295>. Acesso em: 14 set. 2012.

BOQUIRA. Disponível em:< http://www.cetem.gov.br/residuos_tecnologia/amaro. html>. Acesso em: 13 set. 2012.

CAMELO, M. S. M. Fechamento de mina: análise de casos selecionados sob os focos ambiental, econômico e social. 2006. 127 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Geotécnica de Barragens)‐Universidade Federal de Ouro Preto, Ouro Preto, 2006.

LAVRA de minério de chumbo em Boquira (BA) deixa rejeitos com altos teores de metais pesados. Banco de Dados Recursos Minerais e Sociedade: Impactos Territoriais,Sociais, Ambientais e Econômicos, desenvolvido no Centro de Tecnologia Mineral/Ministério da Ciência, Tecnologia e Inovação. Redigido por Renata Olivieri e Elaine Araújo.

SILVA, M. G.; CUNHA, J. C. Formação Boquira. Disponível em: <http://www.oocities.org/teomag/teogeo/bahiamapa/greenstboquira.htm>. Acesso em: 22 dez. 2011.


VALVERDE, J. Metais pesados pagam remediação na Bahia. Disponível em: < http://www.quimica.com.br/revista/qd463/atualidades1.html>. Acesso em: 12 out. 2012

Notícias

ARAÚJO, O.; PINHEIRO, C. Boquira online. 2004. Disponível em: <http://boquiraonline.com.br/Mineracao/mineracao.htm>. Acesso em: 19 dez. 2011.

DNPM e Secretaria de Meio Ambiente da Bahia se reúnem em Salvador. Disponível em:http://www.dnpm.gov.br/conteudo.asp?IDSecao=99&IDPagina=72&IDNoticiaNoticia=196>. Acesso em: 19 dez. 2011.

MOURA, A. J. Meio ambiente: a dívida francesa com o Brasil. Bahia Já. 08 nov. 2009. Disponível em: http://www.bahiaja.com.br/noticia.php?idNoticia=19562. Acesso em: 19 dez. 2011.

O JORNAL DA TARDE: Bahia: Boquira: expropriação / Santo Amaro da Purificação: contaminação. Disponível em: <http://hum‐ntula.blogspot.com/2010/04/8‐o‐jornal‐da‐tarde‐bahia‐expropriacao_22.html>. Acesso em: 22 dez. 2011.

EMPRESA quer reabrir mina e fundição de chumbo na Bahia. Disponível em: <http://noticias.uol.com.br/ultnot/reuters/2007/03/08/ult29u54091.jhtm>. Acesso em: 22 dez. 2011.

Vale do rio Ribeira do Iguape

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: dissertações(2), documentos eletrônicos(2), notícias(2), teses(4), artigos cientificos(17), resumos de congresso(9) e relatórios(1).

ANDRADE, M. G. et al. Metais pesados em solo de área de mineração e metalurgia de chumbo‐ II Formas e disponibilidade para plantas. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, MG, v. 33, p. 1889‐1997, 2009. Disponível em: < http://www.scielo.br/pdf/rbcs/v33n6/a38v33n6.pdf>. Acesso em: 09 de abr. 2012.

ARAÚJO, C. C.; MACEDO, A. B. Geoprocessamento de dados geológicos, para mapeamento de favorabilidade para cobre, chumbo e zinco no Vale do Ribeira SP‐PR. Revista Brasileira de Geociências, Curitiba, v. 34, n. 3, p. 317‐328, set. 2004. Disponível em: < http://sbgeo.org.br/pub_sbg/rbg/vol34_down/3403/1361.pdf>. Acesso em: 25 set. 2012

BARBOUR, A.P.; MACEDO, A.B.; HYPÓLITO, R. Correlação dos elementos prata, chumbo, zinco e ferro com bário em algumas jazidas sulfetadas do Vale do Ribeira, Estados de São Paulo e Paraná. Boletim IGUSP, Série Científica, São Paulo, v. 19, 1988.

BOSSO, S. T. Bioacessibilidade de chumbo de solos e rejeitos de beneficiamento de minério e sua imobilização como fosfatos. 2007. 139 f. Tese (Doutorado em


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BOTTINO, F. Estudo experimental e matemático de qualidade da água com base na ecohidrologia fluvial de pequenas bacias: estudo de caso do rio Canha, Baixo Ribeira de Iguapé, SP. 2008. 188 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Hidráulica e Saneamento)‐ Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos, 2008. Disponível em:< www.teses.usp.br/teses/disponiveis/18/18138/tde‐16072008‐193746/>. Acesso em: 04 de abr. 2012.

CHUMBO contamina solo e habitantes da região do alto Vale do Ribeira. Banco de Dados Recursos Minerais e Sociedade: Impactos Territoriais, Sociais, Ambientais e Econômicos, desenvolvido no Centro de TecnologiaMineral/Ministério da Ciência, Tecnologia e Inovação. Redigido por Pedro Schprejer.

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COMITÊ DA BACIA HIDROGRÁFICA DO RIBEIRA DE IGUAPE E LITORAL SUL. Qualidade das águas superficiais. In.______.Relatório de situação dos recursos Hídricos da UGRHI 11: bacia hidrográfica do ribeira de Iguape e litoral sul. São Paulo: FUNDESPA, 2012. p. 515‐540

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Notícias

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Contaminados por reciclagem de baterias

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos(10), resumos de congresso(1) e teses(1)

CARVALHO, M. C. et al. Intoxicação por chumbo e cádmio em trabalhadores de oficinas para reforma de baterias em Salvador, Brasil. Revista Saúde Pública, São Paulo, v.19 , n.05, p.411‐420, out.1985. Disponível em:<http://www.scielo.br /pdf/rsp/v19n5/04.pdf>. Acesso em: 26 set. 2012.

FORTES, J. D. N. A intervenção técnica em pequenas indústrias de fabricação e reforma de baterias chumboácida: proposta para melhoria da qualidade do ar e preservação da saúde do trabalhador. 2003. 111 f. Tese (Doutorado em Saúde Pública)‐Escola Nacional de Saúde Pública, Fundação Oswaldo Cruz, Rio de Janeiro, 2003.

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MATTOS, R. C. O. C. et al. Avaliação dos fatores de risco relacionados à exposição ao chumbo em crianças do Rio de Janeiro. Ciência & Saúde Coletiva, Rio de Janeiro, v. 14, n.06, p. 2039‐2048, dez. 2009. Disponível em:<http://www.scielo.br/pdf/ csc/v14n6/11.pdf>. Acesso em: 16 jul. 2012.

MATTOS, U. A. de O. et al. Avaliação e diagnóstico das condições de trabalho em duas indústrias de baterias chumbo‐ácidas no Estado do Rio de Janeiro. Ciência e saúde coletiva, São Paulo, v. 8, n. 4, p. 1047‐ 1056, 2003.

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QUITERIO, S. L. et al. Uso da poeira e do ar como indicadores de contaminação ambiental em áreas circunvizinhas a uma fonte de emissão estacionária de chumbo. Cadernos Saúde Pública, Rio de Janeiro, v.17, n. 3, p. 501‐508, mai./jun, 2001.

QUITERIO, S. L. et al. Controle das emissões de chumbo particulado no entorno de uma reformadora de baterias da cidade do Rio de Janeiro usando ar como indicador. Caderno Saúde Pública, Rio de Janeiro, v. 19, n. 2, p. 475‐480, mar./abr. 2003.

QUITERIO, S. L. et al. Avaliação da poluição ambiental causada por particulado de chumbo emitido por uma reformadora de baterias na cidade do Rio de Janeiro, Brasil. Caderno de Saúde Pública, Rio de Janeiro, v. 22, n. 9, p.1817‐1823, set. 2006. Disponível em: < http://www.scielo.br/pdf/csp/v22n9/05.pdf>. Acesso em 16 jul. 2012.

WOWK, G. I. T. H.; MELO, V. de F. Avaliação do nível de chumbo, em solo de várzea,proveniente da reciclagem de baterias. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, Campina Grande, v. 9, n. 4, out./dez. 2005.

Outros Países

America Latina e Caribe

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigo científico (1)

ROMIEU, I.; LACASANA, M.; MCCONNELL, R. Lead Exposure in Latin America and the Caribbean. Environmental Health Perspectives, Research Triangle Park, v. 105, n. 4, abr. 1997. Co‐autores Lead Research Group of the Pan‐American Health Organization.

Austrália

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos (6) e documentos eletrônicos(3).

BORELAND, F.; LESJAK, M.; LYLE, D. Evaluation of home lead remediation in an australian mining community. Science of the Total Environment, Amsterdã, v. 408, n. 2, p. 202–208, dez. 2009.


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HEIDRICK & STRUGGLES. Company, Position & Person Profile. Disponível em: <http://www.sihr.si.edu/vac/11‐01‐SEEC.pdf>. Acesso em: 05 nov. 2012

MARTLEY, E.; GULSON, B.L.; PFEIFER, H.R. Metal concentrations in soils around the copper smelter and surrounding industrial complex of Port Kembla, NSW, Australia. Science of the Total Environment , Amsterdã, v.325, n. 1‐3, p. 113–127, jun. 2004.

MAYNARD, E. ET AL. An evaluation of recent blood lead levels in Port Pirie, south Australia. Science of the Total Environment, Amsterdã, v. 303, n. 1‐2, p. 25‐33, fev. 2003.

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TAYLOR, M. Lead poisoning of Port Pirie children: a long history of looking the other way. Disponível em: <http://theconversation.edu.au/lead‐poisoning‐of‐port‐pirie‐children‐a‐long‐history‐of‐looking‐the‐other‐way‐8296>. Acesso em: 15 set. 2012.

LEAD poisoning of Port Pirie children: a long history of looking the other way. The conversation, 19 jul. 2012. Disponivel em: <http://theconversation.edu.au/lead‐poisoning‐of‐port‐pirie‐children‐a‐long‐history‐of‐looking‐the‐other‐way‐8296>. Acesso em: 03 nov. 2012.

PORT PIRIE. In: WIKIPÉDIA. Disponível em: < http://en.wikipedia.org/wiki/Port_ Pirie>. Acesso em: 03 nov.2012.

China

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: notícias (17) e sites (2)

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CHINA vai retirar 15 mil pessoas de área contaminada. In: Estadão.com.br, São Paulo, 19 out. 2009b. Disponível em:<http://www.estadao.com.br/noticias/internacional, china‐vai‐retirar‐15‐mil‐pessoas‐de‐area‐contaminada‐,452801,0.htm>. Acesso em: 01 nov. 2012.


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China lida de forma sigilosa com os casos de envenenamento por chumbo. Público, Portugal, 16 jun. 2011. Disponível em: <http://www.publico.pt/Mundo/china‐lida‐de‐forma‐sigilosa‐com‐os‐casos‐de‐envenenamento‐por‐chumbo‐1498968?all=1>. Acesso em: 01 nov. 2012.

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Notícias

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A CHINA vai retirar 15 mil pessoas da área contaminada. Estadão, São Paulo, 19 out. 2009. Disponível em: <http://www.estadao.com.br/noticias/internacional,china‐vai‐retirar‐15‐mil‐pessoas‐de‐area‐contaminada‐,452801,0.htm>. Acesso em: 28 jun. 2010.

MP pede retirada de 750 famílias de bairro de Volta Redonda erguido em áreaContaminada. Disponível em: < http://oglobo.globo.com/rio/mp‐pede‐retirada‐de‐750‐familias‐de‐bairro‐de‐volta‐redonda‐erguido‐em‐area‐contaminada‐6090312#ixzz26RzpCNYz>.Acesso em: 14 set. 2009.

VIÚVA de vítima de intoxicação por chumbo não pode sacar crédito sem demonstrar necessidade. Disponível em: <http://tst.jusbrasil.com.br/noticias/100118949/viuva‐de‐vitima‐de‐intoxicacao‐por‐chumbo‐nao‐pode‐sacar‐credito‐sem‐demonstrar‐necessidade>.Acesso em: 20 ago. 2007.

Sites

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Declaração de Helsinki I. Disponível em: <http://www.ufrgs.br/bioetica/helsin1. htm>. Acesso em: 30 out. 2011.

Estados Unidos da América do Norte

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos (3) e documentos eletrônicos (8).

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FREUDENRICH C. Como ficamos expostos ao chumbo? : parte 1. HowStuffWorks Brasil. Disponível em: <http://ciencia.hsw.uol.com.br/chumbo2.htm>. Acesso em: 02 nov. 2012a.

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SILVERMAN, J. O que acontece com a China e a intoxicação por chumbo? HowStuffWorks Brasil. Disponível em: <http://saude.hsw.uol.com.br/chumbo‐toxico‐china.htm>. Acesso em: 01 nov. 2012.

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Vigilância sanitária dos EUA diz ter encontrado chumbo em 400 batons. Estadão. Disponível em: <http://www.estadao.com.br/noticias/vidae,vigilancia‐sanitaria‐dos‐eua‐diz‐ter‐encontrado‐chumbo‐em‐400‐batons,836300,0.htm>. Acesso em: 02 nov. 2012.

França (METALEUROP)

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: documentos eletrônicos (8).

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NORD NATURE. Pollution de Metaleurop: pás de satisfecit de nord‐nature. Nord‐Nature, França. Disponível em:<http://www.nordnature.org/environnement/ pollutions/sols/metaleurop_2.htm>. Acesso em: 21 jun. 2011.


RIEUX, N. L´affaire Metaleurop pénalise l’úsine Penarroya. Le Parisien, Paris, 23 jan. 2003. Disponível em: <http://www.leparisien.fr/oise/l‐affaire‐metaleurop‐penalise‐l‐usine‐p. php>. Acesso em: 21 jun. 2011.

ROCHE, Y. Recylex, un spécialiste européen du recyclage. Disponível em:< http://www.recylex.fr/>. Acesso em: 10 jul. 2012.

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VIVIER, E. Le scandale caché du plomb: des dizaines d'enfants contaminés autour de l'usine Métaleurop. Disponível em: <http://www.nordnature.org/environnement /pollutions/sols/metaleurop_1.htm>. Acesso em 21 jun. 2011.

VIVIER, E. Métaleurop et les problémes environnementaux et sanitaires. Nord‐Nature, France. Disponível em:<http://www.nordnature.org/environnement/pollutions /sols/metaleurop_3.htm>. Acesso em: 10 jul. 2012.

Sites

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Recylex. In: WIKIPÉDIA. Disponível em: <http://fr.wikipedia.org/wiki/Recylex>. Acesso em: 10 jul. 2012.

França – Outros

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos (4)

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Italia

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigo científico (1).

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Kosovo

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: relatório (1) e documentos eletrônicos(9).

BROWN, Mary Jean; MARGOLIS, Stephen. Lead in drinking water and human blood lead levels in the United States, Centers for Disease Control and Prevention, 10 ago. 2012. Disponível em: < http://www.cdc.gov/mmwr/preview/mmwrhtml/su6104a1. htm?s_cid=su6104a1_w>. Acesso em: 02 nov. 2012.

ALEMANHA prepara deportação de 14 mil refugiados para o Kosovo, 2009. Disponível em: < http://refunitebrasil.wordpress.com/2009/10/19/alemanha‐prepara‐deportacao‐de‐14‐mil‐refugiados‐para‐o‐kosovo/>. Acesso em: 03 nov. 2012.

KOSOVO conquista 'soberania plena'. In: G1, 10 set. 2012. Disponível em: <http://g1.globo.com/mundo/noticia/2012/09/kosovo‐conquista‐soberania‐plena. html>. Acesso em: 04 nov. 2012.

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KOSOVO. In INFOPÉDIA. Porto: Porto Editora, 2003‐2012. Disponível em: <http://www.infopedia.pt/$guerra‐no‐kosovo>. Acesso em: 03 nov. 2012.

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VIEGAS, P. Kosovo independente tem uma geração a morrer envenenada. Diário de Notícias, jan. 2009. Disponível em:<http://www.dn.pt/inicio/interior.aspx? content_id=1139225>. Acesso em: 03 nov. 2012.


SANTANNA, L. Sérvia e Kosovo ‐ Ficha técnica. Disponível em: <http://www.lourivalsantanna.com/paises/f_iugosla.html>. Acesso em: 03 nov. 2012.

STUART, Paul. O complexo de mineração Trepca: Como despojos do Kosovo foram distribuídos. Word Socialist Web Site, 28 jun. 2002. Disponível em: < http://www.wsws.org/articles/2002/jun2002/trep‐j28.shtml>. Acesso em: 04 nov. 2012.

Japão

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos (1).

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México

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos (2).

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CUBILLAS‐TEJEDA, A. C. C. ET AL. Diseño y aplicación de un programa de comunicación de riesgos para la salud ambiental infantil en un sitio contaminado con plomo y arsénico. Ciência saúde coletiva, Rio de Janeiro, v. 16, n. 10, p. 4115‐4126, out. 2011.

Nigéria

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: notícias (14)

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NA NIGÉRIA, crianças contaminadas por chumbo estão sem tratamento médico. In: Jornal do Commercio, Recife, 11 maio 2012. Disponível em:<http://jconline. ne10.uol.com.br/canal/mundo/internacional/noticia/2012/05/11/na‐nigeria‐criancas‐contaminadas‐por‐chumbo‐estao‐sem‐tratamento‐medico‐41780.php>. Acesso em: 03 nov. 2012.

Desastres ambientais com chumbo assolam Hungria e Nigéria, 06 OUT. 2010. Disponível em: <http://www.ecodesenvolvimento.org/noticias/desastres‐ambientais‐com‐chumbo‐assolam‐hungria‐e>. Acesso em: 03 nov. 2012.


MCLAUGHLIN, N. Nigeria: Education crucial to prevent more lead poisoning. The Epoch Times, 21 jun. 2010. Disponível em: <http://www.theepochtimes. com/n2/world/nigeria‐education‐crucial‐to‐prevent‐more‐lead‐poisoning‐37714.html>. Acesso em: 03 nov. 2012.

NIGÉRIA: intoxicação por chumbo coloca crianças em risco de vida. Disponível em: <http://www.msf.org.br/noticias.aspx?n=1171>. Acesso em: 03 nov. 2012.

CONTAMINAÇÃO por chumbo na Nigéria: é hora de agir, 11 maio 2012b. Disponível em:<http://www.msf.org.br/noticias/1467/contaminacao‐por‐chumbo‐na‐nigeria‐e‐hora‐de‐agir/>. Acesso em: 03 nov. 2012.

CORRIDA por ouro provoca intoxicação por chumbo na Nigéria. Rio de Janeiro, 30 nov. 2010. Disponível em:<http://oglobo.globo.com/mundo/corrida‐por‐ouro‐provoca‐intoxicacao‐por‐chumbo‐na‐nigeria‐2917619>. Acesso em: 03 nov. 2012.

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MINERAÇÃO tóxica, 01 jun. 2012. Disponível em: <http://pandora.jor.br/ 2012/06/01/mineracao‐toxica/>. Acesso em: 03 nov. 2012.

PELO menos 400 crianças morrem de envenenamento por chumbo na Nigéria. In: Estadao.com.br, 05 out. 2010. Disponível em: <http://www.estadao.com.br/noticias /vidae,pelo‐menos‐400‐criancas‐morrem‐de‐envenenamento‐por‐chumbo‐na‐nigeria‐,620635,0.htm>. Acesso em: 03 nov. 2012.

SAMPAIO, M. Nigéria: mortes sobre o ouro.DW, 07 fev. 2012. Disponível em: <http://www.dw.de/nig%C3%A9ria‐mortes‐sobre‐o‐ouro/a‐15723499‐1>. Acesso em: 03 nov. 2012.

HOEN, M. Nigeria Lead pollution higher than expected. The Epoch Times, 06 out. 2010. Disponível em: <http://www.theepochtimes.com/n2/world/nigeria‐lead‐pollution‐united‐nations‐lead‐contaminated‐soils‐43805.html>. Acesso em: 03 nov. 2012.

YAHAYA, S. Envenenamento por chumbo mata 163 pessoas na Nigéria. Estadão, 04 jun. 2010. Disponível em:<http://www.estadao.com.br/noticias/internacional, envenenamento‐por‐chumbo‐mata‐163‐pessoas‐na‐nigeria,561672,0.htm>. Acesso em: 03 nov. 2012.


Portugal

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: notícias (9) e tese(1).

ABREU, I. Ambiente e Saúde. Naturlink. 2012. Disponível em: http://naturlink. sapo.pt/Natureza‐e‐ambiente/Interessante/content/Ambiente‐e‐Saude?viewall=true&print=true

O CHUMBO em Portugal. Universidade Nova de Lisboa. Disponível em: http://campus.fct.unl.pt/afr/ipa_9899/grupo0003_ordenamento/chumboportugal.htm, 1999. http://www.planetazul.pt/edicoes1/planetazul/desenvArtigo. aspx?a= 19527&c=4008&r=37

JUCAS, I. A. G. M. Consequência do uso de chumbo na pesca. Câmara dos Deputados. Biblioteca Digital. 2006

Cartuchos de chumbo serão proibidos a partir da próxima época Venatória 2010/2011. 2012. Disponível em: <http://pescaecaca.com/cartuchos‐de‐chumbo‐serao‐proibidos‐a‐partir‐da‐proxima‐epoca‐venatoria‐20102011>. Acesso em: 06 nov. 2012.

MINAS abandonadas: um problema sério. 2011. Disponível em: http://quimica paratodosuevora.blogspot.com.br/2011/01/minas‐abandonadas‐um‐problema‐serio.html

Planetazul, O Portal de ambiente e sustentabilidade. Intoxicação por metais pesados. Saúde e ambiente, Beleza, saúde e bem‐estar, Vida & Lazer. Planetazul. 2011. Disponível em:

Televisores livres de chumbo. 2012. Disponível em: http://www.panasonic.pt/ html/pt_PT/Tecnologia/Meio+Ambiente/Televisores+livres+de+chumbo/5209759/index.html

REIS, A. T. L. P. S. Impacto do mercúrio na saúde humana: Aveiro como caso de estudo. 2008. 112 f. Dissertação (Mestrado em Química Analítica)‐Universidade de Aveiro, Aveiro, 2008.

SIMÕES. S. A caveira que envenena o ecossistema. DN Portugal. 19 fev. 2012. Disponível em: http://www.dn.pt/inicio/portugal/interior.aspx?content_id=2313721

Uruguai

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: tese (1).

DI GIULIO, G. M. Comunicação e governança do risco: exemplos de comunidades expostas à contaminação por chumbo no Brasil e Uruguai. 2010. 327f. Tese (Doutorado em Ambiente e Sociedade)‐Universidade Estadual de Campinas, São Paulo, 2010.*


O elemento e seus usos

Características do chumbo

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: relatórios (2) e documentos eletrônicos (7)

CHUMBO: glossário. Banco de dados recursos minerais e comunidade: impactos humanos, sócio ambientais e econômicos. Redigido por Renata Alamino.

PERACCINNI, A. T; AMARAL, P. H. M; DUPRAT, P. L. Chumbo (Pb). Disponível em: <http://www.ufjf.br/analiseambiental/files/2011/11/NAGEA‐2011‐QUIM‐AMB‐JM‐CHUMBO.pdf>. Acesso em: 01 out. 2012.

SANTOS, J. F. Relatório técnico 26: perfil do minério de chumbo: produto 17: minério de chumbo. Brasília, DF: Ministério de Minas e Energia, Secretaria de Geologia, Mineração e Transformação Mineral, 2009. Disponível em: <http://www. mme.gov.br/sgm/galerias/arquivos/plano_duo_decenal/a_mineracao_brasileira/P17_RT26_Perfil_do_Minxrio_de_Chumbo.pdf>. Acesso em: 12 jul. 2012.

SANTOS, J. F. Relatório técnico 66: perfil do minério de chumbo. Brasília, DF: Ministério de Minas e Energia, Secretaria de Geologia, Mineração e Transformação Mineral, 2009. Disponível em:<http://www.mme.gov.br/sgm/galerias/arquivos/ plano_duo_decenal/a_transformacao_mineral_no_brasil/P40_RT66_Perfil_do_Chumbo.pdf>. Acesso em: 12 jul. 2012.

SILVA, B. C. E.; TEIXEIRA, J. A. de A. B. Chumbo. Disponível em: <https://sistemas. dnpm.gov.br/publicacao/mostra_imagem.asp?IDBancoArquivoArquivo=3981>.Aces‐so em: 02 nov. 2012.

TEIXEIRA, J. A. de A. B. Chumbo. In: RODRIGUES, A. F. da S. (Coord.). Economia Mineral do Brasil 2011. Brasília, DF: DNPM, 2009.

MEDLINEPLUS. Lead levels – blood. Disponível em: <http://www.nlm.nih.gov/ medlineplus/ency/article/003360.htm> . Acesso em: 01 nov. 2012.

Métodos de análises

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigo científico (3), resumo de congresso(1) e tese(1).

CAMPOS, M. L. et al. Determinação de cádmio, cobre, cromo, níquel, chumbo e zinco em fosfatos de rocha. Pesquisa Agropecuária Brasileira, Brasília, v.40, n.4, p.361‐367, abr. 2005.

COSTA, C. das N.; MEURER, E. J.; BISSANI, C. A.; TEDESCO, M. J. Fracionamento sequencial de cádmio e chumbo em solos. Ciência rural, Santa Maria. v. 37, n. 5, p. 1323‐1328, set./out. 2007


SCHECKEL, K. G. et al. Determining speciation of Pb in phosphate‐amended soils: method limitations. Science of the Total Environment, Amsterdan, v. 350, n. 1‐3 p. 261–272, nov. 2005.

VEIGA, M. A. M. S. da. Coleta de amostras e métodos analíticos para determinação de chumbo. In: SIMPÓSIO SOBRE O CHUMBO E A SAÚDE HUMANA, 2009., Ribeirão Preto. Anais ... Ribeirão Preto: USP, 2009. p. 330‐336.

TAVARES, A. D. Determinação de cádmio e chumbo em alimentos e bebidas industrializados por espectrometria de absorção atômica com atomização eletrotérmica. 2010. 84 f. Tese(Doutorado em Química)‐Universidade Federal da Paraíba, João Pessoa, 2010.

Legislação e governança

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: leis (4) e artigo científico (3)

BAHIA. Lei ambiental do Estado da Bahia n° 10.431, de 20 dezembro de 2006. Diário Oficial do Estado, Salvador, 21 dez. 2006.

BAHIA. Decreto nº 11.235, de 10 de outubro de 2008. Diário Oficial do Estado, Salvador, 12 dez. 2008.

BAHIA. Decreto nº 9.295 de 03 de janeiro de 2005. Diário Oficial do Estado, Salvador, 03 jan. 2005.

BAHIA.Portaria nº 3.487, de 07 de dezembro de 2007. Diário Oficial do Estado, Salvador, 09 dez. 2007.

DI GIULIO, G. M. et al. Experiências brasileiras e o debate sobre comunicação e governança do risco em áreas contaminadas por chumbo. Ciência e Saúde Coletiva, Rio de Janeiro, v. 17, n. 2, p. 337‐349, fev. 2012.

FREITAS, C. M. et al. Chemical safety and governance in Brazil. Journal of Hazardous Materials, Amsterdã, v. 86, n.1‐3, p. 135‐151, set. 2001.

MORCK, R.; WOLFENZON, D.; YEUNG, B. Corporate governance, economic entrenchment, and growth, Journal of Economic Literature, Nashville, v. 43, n. 3, p. 655‐720, set. 2003.


Processamento, contenção e reciclagem

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigo científico (2), documento eletrônico (1) e dissertações (2)

ETTLER, V.; MIHALJEVIČ, M.; TOURAY , J. C.; PIANTONE, P. Leaching of polished sections : an integrated approach for studying the liberation of heavy metals from lead‐zinc metallurgical slags. Bulletin Société Géologique de France, Paris, v. 173, p. 161‐169, 2002.

KORF, E. P. Comportamento hidráulico e reativo de uma mistura solocimento para aplicação em barreira de cotenção de resíduos ácidos contendo chumbo e cádmio. 2011. 143 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia)‐Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2011.

MACHADO, I. P. Avaliação ambiental do processo de reciclagem de chumbo. 2002. 144 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Mecânica)‐Universidade Estadual de Campinas, Campinas, 2002.

MOBILIZAÇÃO comunitária impede a instalação de recicladora de chumbo em Mauá da Serra. Banco de Dados Recursos Minerais e Sociedade: Impactos Territoriais,Sociais, Ambientais e Econômicos, desenvolvido no Centro de Tecnologia Mineral/Ministério da Ciência, Tecnologia e Inovação. Redigido por Keila Souza.

SAYER, J. A.;HOWELLS, J. D. C.; WATSON, C.,HILLIER, S.; GADD, G. M. Lead mineral transformation by fungi. Current Biology, v. 9, n. 13, p. 691‐694, jul.1999.

O ambiente físico

Solo

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos(4), relatório(1) e dissertações(1)

ABREU, C. A. de; ABREU, M. F. de; ANDRADE, J. C. de. Distribuição de chumbo no perfil de solo avaliada pelas soluções de dtpa e mehlich‐3. Bragantia, Campinas, v. 57, n. 1, 1998.

BARRERO, F. M. C. Análise de áreas degradadas pós mineração em municípios da bacia do rio Paramirim. Salvador: INGÁ, 2008.

BASTA, N. T., MCGOWN, S. L. Evaluation of chemical immobilization treatments for reducing heavy metal transport in a smelter‐contaminated soil. Environmental Pollution, v. 127, n. 1, p. 73–82, jan. 2004.

PIERANGELI, M. A. P. et al. Teor total e capacidade máxima de adsorção de chumbo em latossolos brasileiros. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, MG, v. 25, n. 2, p. 279‐288, 2001.


PONTES, E. de M. Monitoração de chumbo em amostras ambientais e estudos de retenção de cádmio, chumbo, cobre e zinco nos solos luvissolo crômico e neossolo regolítico. 2009. 85f. Dissertação (Mestrado em Química Aplicada)‐Universidade do Estado da Bahia, Salvador, 2009.*

SAUVÉ, S.; MCBRIDE, M. B.; HENDERSHOT, W. H. Speciation of lead in contaminated soil. Environmental Pollution, Barking, v. 98, n. 2, p. 149‐155, 1997.

Influências no meio ambiente e saúde pública

Biodisponibilidade

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos (12), resumos de congresso (2), relatório (1), documento eletrônico (1) e dissertações (2).

BARROS, Y. J. et al. Indicadores de qualidade de solos em área de mineração e metalurgia de chumbo: I – microrganismos. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v. 34, n. 4, p.1397‐1411, jul./ago. 2010.

BOSSO, S. T.; ENZWEILER, J. Ensaios para determinar a (bio)disponibilidade de chumbo em solos contaminados: revisão. Quimica Nova, São Paulo, v. 31, n. 2, p. 394‐400, 2008

CAVALCANTE, A. L. M. Parâmetros sanguíneos de tilápia (Oreochromis niloticus) no monitoramento ambiental do chumbo. 2009. 59 f. Dissertação (Mestrado em Saúde Pública)‐Escola Nacional de Saúde Pública, Fundação Oswaldo Cruz, Rio de Janeiro, 2009.

GONÇALVES JUNIOR, A. C.; LUCHESE, E. B.; LENZI, E. Avaliação da fitodisponibilidade de cádmio, chumbo e crômio, em soja cultivada em latossolo vermelho escuro tratado com fertilizantes comerciais. Química Nova, São Paulo, v. 23, n. 2, mar./abr. 2000.

GONÇALVES JUNIOR, A. C.; PESSOA, A. C. dos S. Fitodisponibilidade de cádmio, chumbo e crômio, em soja cultivada em argissolo vermelho eutrófico a partir de adubos comerciais. Scientia Agraria, Curitiba, v. 3, n. 1‐2, p.19‐23, 2002.

GONÇALVES JUNIOR, A. C.; PESSOA, A. C. dos S. Fitodisponibilidade de cádmio, chumbo e crômio, em soja cultivada em argissolo vermelho eutrófico a partir de adubos comerciais. Scientia Agraria, Curitiba, v. 3, n. 1‐2, p.19‐23, 2002.

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PRODUÇÃO de moluscos bivalves no baixo sul do recôncavo da Bahia: elaboração de uma base de dados sobre a qualidade ambiental da região. Disponível em: <www.ufrb.edu.br/prouna/>. Acesso em: 18 set. 2012.

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SANTIAGO, D. M.; TEIXEIRA, G. C. B.; SOUZA, R. R. de. Teores de cádmio, chumbo e zinco em plantas medicinais cultivadas em solos contaminados. Perquirere, Patos de Minas, MG, v. 1, n. 8, p. 195‐202, jul. 2011.

SANTOS, C. R. dos. Ácido delta aminolevulínico desidratase (ALAD) de tilápia (Oreochromis niloticus) no monitoramento do chumbo no ambiente aquático. 2008. 48 f. Dissertação (Mestrado em Saúde Publica)‐Escola Nacional de Saúde Pública Sergio Arouca, Fundação Oswaldo Cruz, Rio de Janeiro, 2008.

SECRETARIA DE DESENVOLVIMENTO URBANO; SECRETARIA DE MEIO AMBIENTE E RECURSOS HÍDRICOS. Diagnóstico do grau de contaminação da baía de Todos os Santos por metais pesados e hidrocarbonetos de petróleo a partir da análise das suas concentrações nos sedimentos de fundo e na biota associada. Salvador: SEDUR; SEMARH, 2004.

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Toxicologia

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos (24), resumos de congresso (4), relatório (5), documento eletrônico (3), notícias (1), capitulo de livro (1), monografia (3), tese (2), apostila (1) e dissertações (7).

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ARAUJO, U. C.; PIVETTA, F. R.; MOREIRA, J. C. Avaliação da exposição ocupacional ao chumbo: proposta de uma estratégia de monitoramento para prevenção dos efeitos clínicos e subclínicos. Cadernos Saúde Pública, Rio de Janeiro, v. 15, n.1, p. 123‐131, jan./mar 1999.

ASMUS, C.I.R.F ET AL. Exposición de niños y adolescentes a resíduos peligrosos en Brasil, un estudio de caso, Acta Toxicológica Argentina, Argentina, v. 14, suppl., p. 20 ‐ 21, 18 nov. 2006

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ROCHA, A. F. da. Cádmio, chumbo, mercúrio: a problemática destes metais pesados na Saúde Pública. 2009. 48 f. Trabalho de Conclusão de Curso(Bacharelado em Ciências da Nutrição)‐Faculdade de Ciências da Nutrição e Alimentação, Universidade do Porto, Porto, 2009.

ROUSSEL, H. et al. Cd, Pb and Zn oral bioaccessibility of urban soils contaminated in the past by atmospheric emissions from two lead and zinc smelters. Environmental Contamination and Toxicology, New York, v. 58, p. 945–954, 2010.

SANTOS, A. M. A. et al. Introdução à higiene ocupacional. Brasília, DF: Ministério do Trabalho; FUNDACENTRO, 2004.

SILVA, A. P. Avaliação das informações sobre a exposição dos trabalhadores das empresas SHELL, CYANAMID E BASF a compostos químicos – Paulínia/SP: relatório final. São Paulo: AMBIOS, 2005.

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SOUSA, J. M. D. de. Exposição a metais pesados no ambiente de trabalho: estabelecimento de bioindicadores de exposição a poluentes. 2010. 61 f. Dissertação(Mestrado em Biologia Humana e Ambiente)‐Faculdade de Ciências, Universidade de Lisboa, 2010.

TAVARES, T. M.; CARVALHO, F. M. Avaliação de exposição de populações humanas a metais pesados no ambiente: exemplos do Recôncavo Baiano. Química Nova, São Paulo, v. 15, n. 2, p. 147‐154.*

TAVARES, T. M. et al. Lead in hair of children exposed to gross environmental pollution. International Journal of Environmental Analytical Chemistry, v. 36, p.221‐30, 1989.

TOMITA, N. E.; PADULA, N. A. de M. R. Intoxicação por chumbo em crianças e o discurso da imprensa. Ciência saúde coletiva, Rio de Janeiro, v. 10, suppl., p. 111‐119, set./dez. 2005.

TONG, S. et al. Environmental lead exposure: a public health problem of global dimensions. Bulletin of the World Health Organization, Nova York, v. 78, n.9, 2000.

XAVIER JUNIOR, E. C. Razão cálcio/creatinina em urina como indicativo de alterações fisiológicas em crianças ambientalmente expostas ao chumbo: interações entre indicadores biológicos, fatores nutricionais e parâmetros clínicos.


2007. 114 f. Trabalho de Conclusão de Curso(Especialização)‐ Escola Politécnica de Saúde Joaquim Venâncio, Fundação Oswaldo Cruz, Rio de Janeiro, 2007.

ZENTNER, L.E; RONDÓ, P.H. Lead contamination among pregnant brazilian women living near a lead smelter. International Journal of Gynecology and Obstretrics, v.87, n.2, p.147‐48, 2004.*

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Notícias

EXPOSIÇÃO ambiental ao chumbo: um problema global. Disponível em:<http:// www.boasaude.com.br/lib/showdoc.cfm?LibCatID=1&Search=Exposicao%20ao%20chumbo&LibDocID=3859>. Acesso em: 12 dez. 2011.

Site

SATURNISME. In: WIKIPEDIA. Disponível em: <http://fr.wikipedia.org/wiki/Saturnisme>. Acesso em: 10 jul. 2012.

SATURNISMO. In: WIKIPEDIA. Disponível em: <http://pt.wikipedia.org/wiki/Saturnismo>. Acesso em: 10 jul 2012.

SATURNISMO ou intoxicação por chumbo. Disponível em: <http://www.brasilmedicina. com.br/noticias/pgnoticias_det.asp?Codigo=134>. Acesso em: 12 jul. 2012.

Avaliação de risco e valores orientadores

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos(7), tese(1) e relatório(1)

ASMUS, C.I.R.F et al. Estudos de avaliação de risco à saúde humana: uma contribuição para a vigilância em saúde. Cadernos Saúde Coletiva, v. 13, n. 1, p. 97 ‐ 111, mar. 2005.

CORDEIRO, R.; LIMA FILHO, E. C. The inadequacy of threshold values for preventing lead poisoning in Brazil. Caderno Saúde Pública, Rio de Janeiro, v. 11, n. 2, p. 177‐186, abr./jun. 1995.

FERREIRA, J. G.; OLIVEIRA, M. J. E. de. Valores orientadores para avaliação da

contaminação em solo e água: estudo de caso. Visão Acadêmica, Curitiba, v. 7, n. 1, 2006.

KUNO, Rúbia. Valores de referência para chumbo, cádmio e mercúrio em população adulta da Região Metropolitana de São Paulo. 2009. 166 f. Tese (Doutorado em Ciências)‐Faculdade de Medicina, Universidade de São Paulo, São Paulo, 2009.


MATTOS, R. C. O. C. et al. Avaliação dos fatores de risco relacionados à exposição ao chumbo em crianças do Rio de Janeiro. Ciência & Saúde Coletiva, Rio de Janeiro, v. 14, n. 6, p. 2039‐2048, dez. 2009. Disponível em:< http://www. scielo.br/ pdf/csc/v14n6/11.pdf >. Acesso em: 16 jul. 2012.

PAOLIELO, M. M. B. et al. Valores de referência para plumbemia em população urbana. Revista Saúde Pública, São Paulo, v. 31, n. 2, p. 144‐148, abr. 1997.

SILVA, A.P. Avaliação de riscos à saúde humana por resíduos perigosos. 2012. Apresentação realizada no Seminário Santo Amaro.

XIONG, Z. T. Bioaccumulation and physiological effects of excess lead in a roadside pionner species Sonchus oleraceus L. Environmental Pollution, Barking, v. 97, n. 3, p. 275‐279, 1997.

ZUINDEAU, B. Responding to environmental risks: what can Albert Hirschman contribute? Ecological Economics, Amsterdã, v. 69, n. 1, p. 155–165, nov. 2009.

Remediação

Abaixo estão listados os diferentes materiais onde está disponível o conhecimento já adquirido: artigos científicos(6), dissertações(4) e resumo de congresso(1)

BIGELLI, E. M. Utilização de escória de chumbo em massa cerâmica vermelha. 2005. 205 f. Dissertação(Mestrado em Engenharia)‐Universidade Federal do Paraná, Curitiba, 2005

CHEN, Z.S.; LEE, G.J.; LIU, J.C. The efects of chemical remediation treatments on the extractability and speciation of cadmium and lead incontaminated soils. Chemosphere, Oxford, v. 41, n. 1‐2, p. 235‐242, jul. 2000.

ELIAS, R. W.; GULSON, B. Overview of lead remediation effectiveness. Science of the Total Environment, Amsterdã, v. 303, n. 1‐2, p. 1‐13, fev. 2003.

KEDE, M. L. F. M. Comportamento do chumbo em latossolos após aplicação de rocha fosfatada brasileira: subsídio para remediação ambiental de áreas contaminadas. 2006. 68 f. Dissertação (Mestrado em Saúde Pública)‐Escola Nacional de Saúde Pública, Fundação Oswaldo Cruz, Rio de Janeiro, 2006.

KEDE, M. L. F. M. et al. Estudo do comportamento do chumbo em latossolos brasileiros tratados com fosfatos: contribuições para a remediação de sítios contaminados. Química Nova, São Paulo, v. 31, n. 3, p. 579‐584, 2008.

MOREIRA, I. T. A. Avaliação da eficiência de modelos de remediação aplicados em sedimentos de manguezal impactados por atividades petrolíferas. 2001. 163 f. Dissertação (Mestrado em Geoquímica)‐Instituto de Geociências, Universidade Federal da Bahia, Bahia, 2011.

PEDRAZZOLI, C. D.; IRYODA, K. I.; PONTE H. A. Remediação eletrocinética de chumbo em resíduos industriais. In: ENCONTRO E EXPOSIÇÃO BRASILEIRA DE


TRATAMENTO DE SUPERFÍCIES, 11., 2003. São Paulo. [Trabalhos...] São Paulo: [s.l], 2003. Disponível em: < http://www.gea.ufpr.br/Trabalhos/Congressos/Ebrats2003‐PedrazzoliIryodaPonte.pdf>. Acesso em: 03 set. 2012.

PEREIRA, B. F. F. Potencial fitorremediador das culturas de feijãodeporco, girassol e milho cultivadas em latossolo vermelho contaminado com chumbo. 2005. 68 f. Dissertação (Mestrado em Agricultura Tropical e Subtropical)‐ Instituto Agronômico de Campinas, Campinas, SP, 2005.

ROMEIRO, S. et al. Absorção do chumbo e potencial de fitorremediação de Canavalia ensiformes l. Bragantia, Campinas, SP, v.66, n. 2, p. 327‐334, 2007.

WUANA, R. A.; OKIEIMEN, F. E. Heavy metals in contaminated soils: a review of sources,chemistry, risks and best available estrategies for remediation. ISRN Ecology, v. 2011, p. 1‐20, 2011.

ZEITOUNI, C. F., BERTON, R. S., ABREU, C. A. Fitoextração de cádmio e zinco de um latossolo vermelho‐amarelo contaminado com metais pesados. Bragantia, Campinas, SP, v.66, n.4, p.649‐657, 2007.

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